daniela petenon 1. plantas invasoras nos trópicos: esperando a … · 2010. 5. 18. · daniela...
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Daniela Petenon
1. Plantas invasoras nos trópicos: esperando a atenção mundial?
2. Abundância de sementes da palmeira invasora
Archontophoenix cf. cunninghamiana na chuva e banco de sementes
em um fragmento florestal em São Paulo, SP
Dissertação apresentada ao Instituto de Biociências da Universidade de São Paulo, para a obtenção de Título de Mestre em Ciências, na Área de Ecologia: Ecossistemas Terrestres e Aquáticos. Orientadora: Profª Drª Vânia Regina Pivello
São Paulo
2006
Ficha Catalográfica
Petenon, Daniela
1. Plantas invasoras nos trópicos: esperando a atenção mundial?
2. Abundância de sementes da palmeira invasora Archontophoenix cf. cunninghamiana na chuva e banco de sementes em um fragmento florestal em São Paulo, SP
Número de páginas: 118 Dissertação (Mestrado) - Instituto de Biociências da Universidade de São Paulo. Departamento de Ecologia. 2006. 1. plantas invasoras; 2. revisão; 3. trópicos; 4. palmeira invasora. Universidade de São Paulo. Instituto de Biociências. Departamento de Ecologia.
Comissão Julgadora:
Prof. Dr. Sergius Gandolfi Prof. Dr. Sebastião Venâncio Martins
Profª. Drª. Vânia Regina Pivello
Orientadora
Dedico meu mestrado
ao Gerardo, mais valioso de tudo!
às mulheres da minha vida:
Yolanda, Sueli e Isadora!
“Queremos saber Queremos viver
Confiantes no futuro Por isso se faz necessário
Prever qual o itinerário da ilusão A ilusão do poder
Pois se foi permitido ao homem Tantas coisas conhecer
É melhor que todos saibam O que pode acontecer
Todos queremos saber”
Gilberto Gil, 1976
Agradecimentos
À Vânia Pivello, pela inestimável orientação e amizade.
À CAPES, pela bolsa concedida.
À The Nature Conservancy, pelo subsídio para trabalhos de campo.
A quem é parte fundamental de todo o projeto: Elaine Gasparello, companheira em tudo! Seu trabalho e estímulo foram vitais e fizeram tudo valer a pena!
À preciosa orientação do Geraldo Franco (Instituto Florestal/SP), no planejamento inicial e na identificação das sementes; também à Luciana Alves (Instituto Botânico/SP), à Nice (Instituto Florestal/SP) e à Erica Hasui (USP), por compartilharem suas experiências com as sementes.
Aos amigos que me auxiliaram em campo: Elaine Gasparello, Paulo César, Maurício, Leandro, Carlos Gallardo, Fernando, Sérgio, Ricardo Braga, Fábio, Flávia, Mariana, Beth, Adne, entre outros.
Ao Ricardo Dislich por fornecer informações imprescindíveis sobre a palmeira e a matinha.
Aos amigos da USP - pois a única coisa que não dá pena de jogar fora é conversa! - Mariana Vidal, Flávia Jesus, Elizabeth Gorgone, Raquel Junqueira, Alexandre Igari, Leandro Tambosi, Daniela Castro, Raquel Silveira, Ana Maria Godoy, Renata Faria, Klécia Gilli, Patrícia, Juliana, Silene, Carol e todos os amigos do Lepac/Eco!!! Gabriela, Fábio, Guto, Yasu, André, Luciana, Priscila, Beto & Ale, Regina: caminhos diferentes, os mesmos amigos de sempre. Obrigada pela torcida!
Ao Professor José Guilherme Chauí Berlinck (IB/USP/Fisiologia), pela assessoria estatística, pela boa vontade e disposição em me mostrar que é possível responder às perguntas!
A todos os pesquisadores que me enviaram seus artigos e comentários com muita simpatia, como Marilene Leão Alves Bovi, Jonathan M. Levine, Marcel Rejmánek, Jaboury Ghazoul, James Drake, Sebastien Barot, Ewen Cameron, John L. Dowe, entre outros.
Ao Gerardo Kuntschik: por me incentivar a seguir, quando isso era o mais difícil.
À minha família: pelo suporte incondicional.
À Elizabeth, pois me ajudou a manter o mestrado no seu devido lugar.
À equipe da biblioteca do IB, que tem sido fundamental desde minha graduação.
À equipe de marcenaria do IB, pela confecção dos coletores de solo.
Às árvores da matinha, pelas sementes coletadas....
Prefácio
Este trabalho é composto por dois capítulos independentes, mas que tratam do mesmo tema
principal, ou seja, invasões biológicas por plantas: o primeiro é teórico e o segundo é o resultado
de uma pesquisa aplicada.
O primeiro capítulo traz uma revisão crítica e sistemática sobre a publicação na última década de
artigos científicos relacionados a plantas invasoras em ambientes naturais, publicados em oito
revistas científicas internacionais de ecologia e conservação biológica. Um dos objetivos do
capítulo foi analisar a literatura acerca do tema, expondo o panorama atual. O objetivo principal foi
analisar comparativamente como os ambientes tropicais têm sido estudados em relação a esse
problema.
No segundo capítulo, é apresentado um estudo de caso desenvolvido na Reserva Florestal da
Cidade Universitária Armando de Sales Oliveira, da Universidade de São Paulo, onde ocorre a
invasão da floresta pela palmeira exótica Archontophoenix cf. cunninghamiana. O objetivo foi
quantificar as sementes desta espécie na chuva de sementes e no banco de sementes e
relacionar essas abundâncias à proximidade da borda da mata ou de seu interior.
Índice
CAPÍTULO 1: PLANTAS INVASORAS NOS TRÓPICOS: ESPERANDO A ATENÇÃO MUNDIAL? ...................................................................................... 1 Abstract 1 Resumo 1 Introdução 2
Invasões biológicas: revisão bibliográfica de conceitos e teorias ...............................................................4 Materiais e Métodos 19
Seleção das revistas científicas................................................................................................................19 Busca dos artigos sobre o tema de interesse...........................................................................................20 Classificação e análise dos artigos...........................................................................................................21
Resultados 23 Geral.........................................................................................................................................................23 Estudos de caso .......................................................................................................................................26 Artigos teóricos.........................................................................................................................................33 Padronização da terminologia ..................................................................................................................34
Discussão 37 Conclusão 46 Referências Bibliográficas 46
CAPÍTULO 2: ABUNDÂNCIA DE SEMENTES DA PALMEIRA INVASORA ARCHONTOPHOENIX CF. CUNNINGHAMIANA NA CHUVA E BANCO DE SEMENTES EM UM FRAGMENTO FLORESTAL EM SÃO PAULO, SP. ...... 74 Abstract 74 Resumo 74 Introdução 75 Materiais e Métodos 79
Área de estudo .........................................................................................................................................79 Espécie estudada .....................................................................................................................................84 Archonthophoenix na Reserva Florestal da CUASO................................................................................86
Coleta de dados ...................................................................................................................................88 Análise dos dados ....................................................................................................................................91
Resultados 91 Chuva de sementes - geral.......................................................................................................................92
Variação temporal ................................................................................................................................94 Comparação espacial ...........................................................................................................................97
Sementes da espécie Archontophoenix cf. cunninghamiana na chuva e no banco de sementes............99 Indivíduos adultos de Archontophoenix cf. cunninghamiana ..................................................................103
Discussão 103 Implicações para manejo e conservação 110 Conclusão 112 Referências Bibliográficas 113
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Capítulo 1: Plantas invasoras nos trópicos: esperando a atenção mundial?
Abstract
Biological invasion is one of the worst threats to the world biodiversity. The actual extent of the
impact of biological invasions in the tropics is still unknown. The aim of this chapter is to survey the
literature published on plant invasions, comparing the material concerning the tropics with that
regarding the rest of the world. 239 articles published in 8 ecological journals over the past ten
years were reviewed. Most of them focused on temperate ecosystems, in North America and
Europe. There is a weak effort on research concerning plant invasions in tropical ecosystems.
Much more research is needed to evaluate the real scenario in the countries that contain the
highest biodiversity of the world.
Resumo
A invasão biológica é uma das principais ameaças à biodiversidade em todo o mundo. Entretanto,
apesar dos trópicos concentrarem a maior parcela desta diversidade, ainda é pouco e esparso o
conhecimento científico disponível sobre plantas invasoras nos ecossistemas tropicais. Este
capítulo tem como objetivo comparar a quantidade de trabalhos publicados sobre invasões
biológicas por plantas terrestres em ambientes tropicais e não tropicais, assim como a abordagem
seguida nesses artigos. Foram lidos, selecionados e revisados os artigos publicados no intervalo
de 1995 a 2004, em oito revistas científicas de alto índice de impacto. Ao todo, foram encontrados
239 artigos sobre plantas invasoras, sendo que a maioria deles aborda ecossistemas da América
do Norte e Europa. Este é um reflexo do desequilíbrio na produção científica atual, que não dá a
devida atenção aos ambientes com a maior biodiversidade, sendo que esta recebe vários tipos de
ameaças à sua conservação.
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Introdução
Invasão biológica é o fenômeno da introdução e posterior estabelecimento e disseminação de
espécies exóticas em um ambiente previamente não ocupado por elas, causando efeitos
negativos na biota nativa (Mack 1996; Prieur-Richard & Lavorel 2000).
A invasão biológica é uma ameaça às biotas nativas de todo o mundo. É um problema que cada
vez mais recebe atenção por parte de pesquisadores, tomadores de decisão e sociedade em geral
(FAO 2005). O artigo 8° (h) da Convenção sobre Diversidade Biológica determina que “cada Parte
Contratante deve, na medida do possível e conforme o caso (...) impedir que se introduzam,
controlar ou erradicar espécies exóticas que ameacem os ecossistemas, habitats ou espécies”.
Pode-se interpretar que a Convenção refere-se às espécies invasoras, apesar de não defini-las
assim em seu artigo 2° (Ministério do Meio Ambiente 2005).
Juntamente com os riscos à biodiversidade em conseqüência da perda e fragmentação dos
habitats naturais, do desenvolvimento urbano, da exploração intensiva de recursos naturais, das
mudanças ambientais globais e da poluição, a invasão por plantas exóticas é apontada como um
importante agente de degradação ambiental (Wilcove et al. 1998; Novacek & Cleland 2001; Sheil
2001). São várias as conseqüências desta perturbação, entre elas está a substituição de espécies
nativas por exóticas, a modificação do funcionamento dos ecossistemas e a “poluição genética”
(criação de híbridos e a perda de pools gênicos que podem apresentar determinadas
características adquiridas por meio de adaptação local) (Prieur-Richard & Lavorel 2000; FAO
2005).
A ecologia das invasões teve seu marco inicial com a publicação do livro “The ecology of invasions
by animals and plants” de Charles Elton (Elton 1958). Uma de suas proposições mais polêmicas é
a relação entre a diversidade de espécies em um ambiente e sua capacidade de conferir
resistência a esse ambiente contra invasões biológicas. Ele argumenta que ambientes mais ricos
em espécies seriam menos vulneráveis a invasões. Essa proposição foi aceita durante muito
tempo, mas hoje é tema de diversas discussões contrárias (Levine & D'Antonio 1999; Tilman
1999). A partir de então surgiram outros estudos sobre invasões biológicas, mas apenas na
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década de 1980 essa área da Ecologia tomou impulso e começou a ser publicado um número
mais significativo de trabalhos. Em 1989, Drake et al. revisaram diversos estudos relacionados ao
programa SCOPE 37 (Scientific Committee on Problems of the Environment), cujo objetivo
principal foi disponibilizar novas informações sobre a extensão das invasões de diferentes tipos de
organismos em várias partes do mundo. As principais perguntas que direcionavam os estudos
podem ser resumidas em: qual é o número de invasores? quais são os invasores? de onde vêm
os invasores? como eles se estabelecem? quão rápido eles se disseminam? quais são as
características dos locais invadidos e quais são os impactos sofridos? Tais perguntas continuam
atuais, sendo que vários pesquisadores têm sugerido variações das mesmas, entre elas: quais
são as características dos invasores bem sucedidos (Williamson & Fitter 1996a)? quais são os
ambientes mais suscetíveis à invasão (Davis et al. 2000)? Essas duas questões abordam
diferentes aspectos do processo: uma sob o ponto de vista dos organismos invasores, enquanto
que a outra enfoca o ambiente.
Há uma falta de consenso no uso dos termos relacionados à invasão biológica, o que dificulta
compreender claramente a extensão e o impacto das espécies invasoras (FAO 2005). Um dos
motivos dessa confusão é o fato de muitos termos terem sido adotados de outras áreas de
conhecimento, como a Agronomia. Outro motivo é a falta de padronização dos conceitos nas
publicações de dados sobre o tema, o que gerou o uso de termos semelhantes, ambíguos ou
contraditórios. A criação de termos que não levam em conta as etapas e efeitos da invasão na
biota nativa também dificulta a padronização e consenso.
É cada vez maior o número de publicações sobre invasões biológicas (Kolar & Lodge 2001; Puth &
Post 2005), o que gera novas informações e alimenta as discussões sobre o tema. Mas a invasão
biológica ainda não é um processo totalmente desvendado pelos pesquisadores, o que gera
lacunas conceituais e opiniões contrárias. Além disso, como em outras áreas do conhecimento,
parece haver um esforço desigual entre estudos sobre invasões biológicas em diferentes regiões
do mundo.
Este trabalho tem como objetivo geral realizar a revisão bibliográfica crítica dos principais
conceitos sobre invasões biológicas por plantas e avaliar a produção bibliográfica mundial,
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comparando as diferentes abordagens, locais de estudo e tipos de plantas invasoras estudados.
Os objetivos específicos são:
a) analisar criticamente a abordagem teórica da produção científica da última década sobre
plantas invasoras, revendo os principais conceitos e diagnosticando discordâncias, nas
publicações de oito revistas ecológicas de destaque;
b) quantificar a evolução temporal da produção científica sobre plantas invasoras ao longo da
última década;
c) comparar a quantidade de artigos publicados sobre estudos de caso em ambientes
tropicais e em ambientes não tropicais afetados por plantas invasoras, em oito revistas
ecológicas na última década;
d) analisar o conteúdo dos estudos de caso sobre plantas invasoras quanto ao tema
abordado, o local de estudo, o tipo de planta invasora investigada e seu local de origem;
e) propor a padronização dos conceitos relacionados a plantas invasoras;
f) discutir alguns conceitos teóricos relacionados a plantas invasoras.
Invasões biológicas: revisão bibliográfica de conceitos e teorias
A invasão biológica bem sucedida pode ser resumida em quatro etapas: primeiro, a espécie
invasora precisa passar pela introdução ao novo habitat; depois, pela colonização inicial, pelo
estabelecimento com sucesso e pela posterior dispersão e disseminação secundária para
novos habitats (Sakai et al. 2001). A introdução ocorre quando uma planta exótica e/ou seu
propágulo são levados a um local diferente de seu local nativo, ultrapassando uma barreira
geográfica relativamente grande; essa introdução se dá pela ação direta ou indireta do ser
humano. A maioria das espécies exóticas que são introduzidas permanece apenas como casual,
não chegando a estabelecer populações duradouras (figura 1). Algumas espécies apresentam
indivíduos que sobrevivem após a introdução e que superam obstáculos de reprodução,
sustentando diversas gerações sem a necessidade de intervenção humana direta. Estas plantas
podem ser denominadas naturalizadas, pois se incorporam à flora nativa, convivendo nas mesmas
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condições ambientais que as espécies nativas. Apenas uma parte das plantas naturalizadas será
invasora; somente aquelas que se disseminarem grandemente - em abundância e densidade - e
que causarem impactos negativos à biota local, como substituição de espécies ou alteração da
estrutura do ecossistema (Richardson et al. 2000). O sucesso de uma invasão em certo ambiente
é influenciado pelo número de propágulos que chegam ao novo ambiente (pressão de propágulo),
pelas características da nova espécie (poder de invasão) e pela suscetibilidade do ambiente às
invasões (Lonsdale 1999).
Quando a espécie invasora se estabelece, sua população persiste por meio da reprodução local e
do recrutamento. A partir daí, a espécie invasora começa a interagir ecologicamente com as
espécies da área invadida, causando mudanças no regime de seleção evolutiva (Vermeij 1996).
Por isso, planta invasora pode ser definida como uma planta exótica que se dissemina
naturalmente (sem a intervenção direta do ser humano) em habitats naturais ou seminaturais,
produzindo uma alteração significativa em termos de composição, estrutura ou processos do
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Barreirasexótica
casual naturalizada
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Figura1. Esquema das principais barreiras limitantes (A a F) para a disseminação das plantas introduzidas. As setas de a a f indicam os caminhos percorridos pelas espécies para alcançar diferentes estados, de introduzidas até invasoras (extraído de Richardson et al. 2000).
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ecossistema (Cronk & Fuller 1995). Essa definição distingue as plantas invasoras das plantas
daninhas, que são plantas que invadem culturas agrícolas (Pitelli 1985 apud Soares et. al. 20004)
Em qualquer estudo sobre invasão, primeiramente é necessário efetuar o diagnóstico da invasão,
ou seja, identificar as espécies e a extensão do fenômeno, geralmente por meio da quantificação
da densidade dos indivíduos. Além do diagnóstico, é possível investigar os processos ou padrões
envolvidos, tais como a competição com espécies nativas, o impacto nos predadores, padrões de
crescimento da população, aspectos fisiológicos da espécie, estratégias de dispersão etc (Vermeij
1996). Outro aspecto é comparar as espécies exóticas não invasoras com as invasoras efetivas,
para compreender as características que contribuem para o poder invasor. Alguns estudos
ampliam a investigação, sugerindo que as espécies invasoras deveriam ser pesquisadas tanto no
ambiente invadido quanto no seu ambiente natural, incorporando o ponto de vista biogeográfico
(Hierro et al. 2004).
Geralmente, o processo de invasão biológica é analisado por meio de duas abordagens diferentes:
pelo ponto de vista do ambiente ou pelo ponto de vista do invasor. A primeira abordagem é aquela
que estuda principalmente as espécies ou populações de invasoras. A segunda abordagem
estuda os fatores do ambiente que confeririam resistência ao ambiente contra invasões, abordada
como uma característica inerente à comunidade. O oposto da resistência a invasões é a
suscetibilidade à invasão (Lonsdale 1999).
O poder de invasão de uma espécie tem sido bastante discutido nos artigos teóricos e nos estudos
de caso. É útil na prevenção de novas invasões porque permite identificar com antecedência os
invasores em potencial. Vários fatores contribuem para a taxa de crescimento de uma população
de espécie invasora, principalmente os recursos, os inimigos naturais e o ambiente físico. Por isso,
a capacidade de invasão seria determinada pelo modo como a espécie responde a esses fatores,
incluindo as variações temporais e espaciais (Shea & Chesson 2002). Na tentativa de criar
generalizações e/ou encontrar padrões, diversas características das plantas invasoras são
apontadas como responsáveis pelo poder de invasão (Williamson & Fitter 1996). A investigação
sobre a morfologia e fisiologia de plantas invasoras traz respostas importantes sobre o poder de
invasão. Respostas diferentes de espécies exóticas e nativas a variações abióticas podem ser o
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elemento chave na capacidade de estabelecimento e disseminação das invasoras. Algumas
características as plantas invasoras a serem investigadas e propostas nos artigos revisados estão
resumidas a seguir:
1) as plantas invasoras são melhores competidoras do que as nativas (Vilá & Weiner 2004);
2) são melhores colonizadoras, principalmente de ambientes perturbados (Klink 1996);
3) apresentam período juvenil curto (Williamson & Fitter 1996a; Rejmánek 1996);
4) apresentam intervalo pequeno entre grandes produções de sementes (Rejmánek 1996);
5) apresentam baixa massa de sementes (Rejmánek 1996);
6) beneficiam-se de polinizadores (Williamson & Fitter 1996a) e dispersores bióticos disponíveis
na comunidade invadida (Cordeiro et al. 2004);
7) beneficiam-se da liberação de inimigos naturais específicos de seu local de origem que estão
ausentes no local invadido (Keane & Crawley 2002)
É imprescindível analisar a capacidade ou não de reprodução vegetativa e as características das
sementes e da dispersão de uma espécie invasora, pois esses fatores se relacionam com seu
poder de colonização, com seu poder competitivo e seu poder de disseminação após o
estabelecimento.
A pressão de propágulo é associada ao poder de invasão, pois determina as probabilidades de
estabelecimento das espécies invasoras (Kolar & Lodge 2001). Mas a pressão de propágulo
sozinha não é capaz de explicar a conversão de ambientes nativos em ambientes dominados por
invasoras (Corbin & D'Antonio 2004). As fases posteriores à chegada das sementes dependem de
inúmeras variáveis. É por isso que é difícil estimar a probabilidade de estabelecimento, um dos
componentes críticos do processo de invasão (Sakai et al. 2001). O intervalo entre a saída da
semente até o sucesso da germinação é influenciado pela competição entre sementes da mesma
planta parental (quando agregadas), pela variabilidade de microhabitats mais adequados à
germinação, pelo padrão dos agentes dispersores bióticos e abióticos, entre outros fatores.
Quando a disponibilidade de sementes de uma espécie invasora é muito alta, há a possibilidade
de ocorrer saturação e o crescimento da população passa a depender mais da chegada de
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sementes a locais adequados para o estabelecimento de novos indivíduos (Parker 2001). O
sucesso da invasão passa a ser beneficiado de modo mais evidente pela pressão de propágulo
quando várias condições positivas se apresentam de forma combinada: quando há grande
quantidade de adultos reprodutivos da espécie invasora na comunidade; quando a produção de
sementes ocorre em grande quantidade e em vários momentos do ano (Seghieri & Simier 2002);
quando a dispersão a longas distâncias é mediada por agentes bióticos eficientes, quando existe a
preferência de frugívoros e dispersores por espécies exóticas em detrimento das espécies nativas;
quando o regime de perturbações facilita a colonização pelas sementes e plântulas desta espécie
(Cordeiro et al. 2004), quando a espécie forma banco de sementes do solo persistente (Rogers &
Hartemink 2000). Quando a espécie invasora é dominante no banco de sementes, sua capacidade
competitiva torna-se maior na regeneração desta espécie em relação a outras espécies da
comunidade (Rogers & Hartemink 2000). A abundância e persistência de sementes no banco de
sementes do solo estão relacionadas tanto à quantidade de adultos reprodutivos, produção de
sementes e sua dispersão quanto a características fisiológicas das sementes. Portanto, não pode
ser analisada como um fator isolado.
Outras características das plantas invasoras podem se relacionar com o poder de invasão, por
exemplo a plasticidade ao ambiente, porque ela contribui para a competitividade. Competição,
mudanças nas condições ambientais e disponibilidade de recursos moldam essa plasticidade que,
no caso de invasoras, pode ser o diferencial para se disseminarem e crescerem mais do que as
nativas (Claridge & Franklin 2002). Um exemplo seria a maior eficiência no uso da energia
fotossintética por parte das exóticas quando comparadas às nativas (Nagel et al. 2004).
Entretanto, é difícil atestar experimentalmente se uma espécie invasora apresenta uma resposta
plástica simples (por características inerentes iguais às que apresentava no ambiente de origem)
ou se é uma resposta já com mudanças genéticas conseqüentes de interações no ambiente
exótico. Por exemplo, há indícios de espécies de plantas que crescem mais e têm a capacidade
reprodutiva maior onde são invasoras do que onde são componentes nativos da flora (Willis et al.
2000). Ao testar se esse maior tamanho é baseado em fatores genéticos por eventos pós-invasão
ou em resposta plástica ao ambiente, Willis et al. (2000) concluíram que a primeira explicação
provavelmente é a mais plausível e a segunda seria mais incomum de ocorrer.
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Mesmo assim, não se deve ignorar que o poder de invasão de uma espécie se deve tanto à sua
plasticidade quanto a características que garantam maior vantagem competitiva e que sejam
reflexo de sua evolução no ambiente de origem, ou por causa de pressões seletivas no ambiente
exótico. Por isso, os estudos de invasões biológicas necessitam do enfoque evolutivo, pois as
populações invasoras são geneticamente dinâmicas no espaço e no tempo, porque experimentam
mudanças evolutivas rápidas, associadas com a fase de introdução e com eventos pós-invasão
(Lambrinos 2004). Além disso, o estudo da evolução nas invasões é importante porque as
espécies invasoras são capazes de induzir mudanças evolutivas nas espécies nativas (Lee 2002).
Um exemplo é o potencial de hibridação de uma espécie invasora, que pode diluir ou assimilar
geneticamente o genótipo nativo, não deixando “nativas puras” na comunidade (Huxel 1999; Vilá
et al. 2000). No caso de nativas e exóticas congêneres, o compartilhamento de polinizadores pode
ocasionar a possível troca de material genético entre elas e a hibridação (Ayres et al. 2004).
A hipótese do aumento evolutivo da capacidade competitiva (a hipótese EICA, sigla de
evolutionary increased competitive ability) foi abordada em diversos artigos (Maron & Vilá 2001;
van Klinken & Edwards 2002; Hanfling & Kollmann 2002; Bossdorf et al. 2004). Ela foi proposta por
(Blossey & Notzold 1999) e prediz que os indivíduos de uma espécie retirada de um local onde era
introduzida produziriam maior biomassa do que indivíduos retirados do local nativo. O
embasamento teórico desta hipótese é outra hipótese, a da defesa ótima. Os autores criaram a
hipótese a partir de estudos anteriores e baseados na coleta de sementes de Lythrum salicaria
tanto no ambiente nativo (Suíça) quanto no ambiente exótico (Estados Unidos) e no posterior
cultivo das mesmas em um terceiro ambiente (Alemanha). Observaram que as plantas cresceram
mais onde elas eram exóticas, sugerindo a confirmação da hipótese. Mas não foi o caso dos
resultados de Maron & Vilá (2001) e Bossdorf et al. (2004), que não confirmaram a hipótese EICA,
tanto que os últimos chegaram a propor uma hipótese oposta, ou seja, a da redução evolutiva da
capacidade competitiva (ERCA, sigla de evolutionary reduced competitive ability).
A herbivoria foi relacionada ao sucesso de invasão em diversos estudos (Holmgren 2002;
Callaway et al. 1999; Lake & Leishman 2004; Case & Crawley 2000; Dietz et al. 2004; Green et al.
2004; Rand & Loud 2004; Siemann & Rogers 2003a; Siemann & Rogers 2003b). O poder de
invasão de uma espécie pode ser diminuído quando houver a presença de herbívoros generalistas
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no ambiente invadido (Lambrinos 2002). Por outro lado, há uma tendência em aceitar a hipótese
de que o sucesso de uma planta invasora seja conseqüência da “liberação de herbívoros”, isto é,
quando a espécie exótica estiver livre dos herbívoros específicos que regulavam seu crescimento
no ambiente de origem, ela terá um aumento em sua distribuição e abundância no local de
introdução (Keane & Crawley 2002). Essa hipótese é denominada ERH, sigla de enemy release
hypothesis, ou seja, hipótese da liberação do inimigo, também denominada hipótese do escape ao
predador. Além dos herbívoros, esses inimigos podem ser patógenos e parasitas. Essa hipótese é
estruturada por três argumentos principais (Keane & Crawley 2002):
1) os inimigos naturais são importantes reguladores das populações de plantas;
2) os inimigos têm impacto maior nas espécies nativas do que nas exóticas;
3) as plantas são capazes de se beneficiar da redução da regulação pelos inimigos o que resulta
em um aumento no crescimento da população.
Geralmente, a suscetibilidade à invasão é aceita como uma propriedade intrínseca aos
ecossistemas, sendo influenciada por condições abióticas (como o clima), pelo regime de
perturbações, pela diversidade de espécies, pela capacidade competitiva das espécies nativas
(Lonsdale 1999), pela presença ou não de predadores, patógenos e mutualistas (Davis et al.
2000), entre outros fatores. A suscetibilidade à invasão seria o oposto à resistência da
comunidade em sofrer invasões, que por sua vez seria a habilidade das espécies residentes em
uma comunidade de reduzir o sucesso de invasões exóticas (Levine et al. 2004). Mas é difícil
afirmar que uma comunidade tenha o poder de repelir invasores. Além disso, é mais plausível que
a suscetibilidade seja uma característica dinâmica do que uma característica intrínseca e estanque
na comunidade. Isso porque um os fatores que mais influenciaria a “facilitação” para invasores
seria a disponibilidade de recursos para essas espécies, que é extremamente variável no tempo e
no espaço. Portanto, a suscetibilidade pode aumentar quando a disponibilidade de recursos
aumentar por algum motivo, tal como o declínio na utilização de recursos pelas espécies nativas
residentes (por mortalidade, por exemplo) ou quando uma perturbação introduzir recursos
adicionais (Knops et al. 1995; Davis et al. 2000).
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Há uma tendência em afirmar que ambientes menos perturbados sejam menos vulneráveis a
invasões porque alterações drásticas em habitats poderiam torná-los mais “hospitaleiros” para
espécies exóticas, que evoluíram em outros locais – com pressões seletivas semelhantes às
impostas pela perturbação (Byers 2002). Mas essa generalização deve ser cautelosa porque
ambientes naturais bem conservados não estão livres do risco de invasões, principalmente por
espécies cujo poder de invasão não está relacionado com perturbações (Parker 2001). De
qualquer modo, as invasões estão relacionadas a perturbações, pois, após a perturbação, o
ambiente pode estar mais vulnerável à colonização de espécies nativas e exóticas (Parker 2001).
Entre as espécies exóticas que colonizam um ambiente, uma parcela pode se disseminar a tal
ponto que pode ser considerada invasora. Algumas espécies apresentam registros como
invasoras apenas em áreas perturbadas. Nesses casos, o poder de ser invasora se confunde com
o poder como colonizadora (Klink 1996), pois espécies colonizadoras necessitam de perturbações
para começar a disseminação. Assim, as características do ambiente podem contribuir tanto (ou
mais) para o processo de invasão do que as características da espécie exótica. Quando espécies
exóticas se disseminam abundantemente tanto em ambientes perturbados quanto em ambientes
não perturbadas é mais fácil acessar o poder de invasão relacionado às características intrínsecas
dessa espécie.
A diversidade de espécies tem sido freqüentemente analisada como influente nas propriedades
das comunidades e dos ecossistemas. Do mesmo modo, a biodiversidade tem sido correlacionada
tanto positiva quanto negativamente à suscetibilidade de um ambiente à invasão. Uma hipótese é
a de que a diversidade poderia conferir resistência à comunidade, uma vez que maior diversidade
nos grupos ecológicos resultaria em plena utilização dos recursos disponíveis, conseqüentemente
deixaria pouco recurso para indivíduos de novas espécies. A origem dessa hipótese se remete a
outra hipótese denominada “nicho vazio”, à formulação de Elton (1958) sobre resistência ecológica
e às relações propostas por MacArthur (1955) sobre diversidade e estabilidade (Levine &
D'Antonio 1999). A hipótese do “nicho vazio” propõe que espécies invasoras são aquelas que se
inserem na comunidade ao ocuparem um nicho não ocupado pelos indivíduos da biota nativa. Ela
tem sido reformulada: recentemente foi proposto o conceito de “oportunidades de nicho”, ou seja,
as condições que promovem as invasões em termos de disponibilidade ou não de recursos e
12
inimigos naturais, do meio ambiente físico, das interações entre esses fatores e o modo como
variam no tempo e no espaço (Shea & Chesson 2002). Essas hipóteses relacionam a riqueza de
espécies com a idéia de saturação do ambiente, o que não pôde ser comprovado empiricamente
até hoje (Moore et al. 2001). Estudos diversos chegaram a resultados contrastantes sobre o papel
da biodiversidade na ocorrência de invasões nos ambientes naturais. A diversidade de espécies
exóticas e a diversidade de nativas geralmente apresentam correlação positiva em estudos de
observação em larga escala, mas são negativamente correlacionadas em experimentos de
pequena escala, sugerindo que os estudos sobre resistência do ambiente têm influência da escala
nos resultados (Byers & Noonburg 2003; Steiner & Leibold 2004). A relação em pequena escala é
freqüentemente apresentada como uma evidência que a riqueza nativa poderia “repelir” a invasão
ou que as invasões por exóticas podem reduzir a diversidade nativa. A grande escala tem sido
interpretada como evidência da importância da facilitação, da qualidade variável do habitat e da
pressão de propágulo (Fridley et al. 2004).
Maior biodiversidade implica em mais heterogeneidade, o que talvez resulte em um número maior
de oportunidades para uma espécie invasora. Portanto, assim como se pode relacionar a
diversidade como redutora da suscetibilidade, ela também pode ser um fator de promoção da
invasão. É difícil determinar o real papel da diversidade na resistência do ambiente a invasões,
pois tanto a diversidade quanto as invasões variam em conjunto com fatores extrínsecos, como
perturbações e disponibilidade de recursos (Levine & D'Antonio 1999). Deste modo, os resultados
de estudos que pretendem testar essa a relação entre suscetibilidade e diversidade devem ser
vistos com cautela. Em uma recente revisão, foram criticadas algumas observações em campo
que indicaram que a diversidade incrementa a suscetibilidade à invasão, pois teriam chegado a
essas conclusões por causa do efeito da amostra e não seriam passíveis de extrapolações
(Wardle 2001).
Outro fator que incrementaria a suscetibilidade à invasão seria a interação entre espécies
introduzidas, quando uma facilita a presença da outra. Entretanto, a maioria dos trabalhos sobre a
facilitação não analisa os efeitos dessa interação, tornando difícil determiná-los com confiança
(Simberloff & Von Holle 1999).
13
Os impactos no ambiente causados pelas invasões também são alvo de discussões freqüentes
nas pesquisas desenvolvidas (Byers 2002; Levine et al. 2003; Walker & Smith 1997; Mack &
D'Antonio 1998; Parker et al. 1999; D'Antonio & Kark 2002). Plantas invasoras podem afetar o
ecossistema quanto à disponibilidade e qualidade dos recursos (como nutrientes, alimento,
espaço, luz etc.), à riqueza de espécies, ao regime de perturbações, à alteração do habitat, (Mack
& D'Antonio 1998; Zalba et al. 2000; Mack 2000; Crooks 2002; D'Antonio & Kark 2002), alteração
da estrutura da comunidade, a substituição de espécies nativas, interferência nas mudanças
globais (Dukes & Mooney 1999; Kriticos et al. 2003) etc. O impacto total de um invasor inclui três
dimensões: o efeito da extensão espacial (total da área ocupada), o efeito da abundância e o
efeito de cada indivíduo ou da biomassa (Parker et al. 1999). Embora seja relativamente fácil
medir as duas primeiras, o efeito por indivíduo não é tão simples, pois os estudos sobre isso são
escassos e em pequena escala, necessitando uma abordagem em nível mais abrangente, de
paisagem (D'Antonio & Kark 2002). Uma espécie pode ter seu impacto local devido a uma
abundância extraordinária, enquanto outra pode ser por uma característica biológica, como a
fixação de nitrogênio (Parker et al. 1999).
O impacto pode ser medido em diversos níveis, como o genético, o individual, o populacional, o da
comunidade e/ou dos processos ecossistêmicos. Outro modo de medir os impactos da invasão é
considerar os efeitos na economia, por exemplo os custos com controle e erradicação (Parker et
al. 1999) ou pela valoração dos ambientes naturais. Essa última alternativa é de difícil aplicação
para quantificar os prejuízos e perdas da biodiversidade por causa das invasões, pois apenas uma
pequena parte da biodiversidade mundial foi identificada e descrita (Pimentel 2002). Portanto, pelo
risco de subestimar os impactos e de perdas irreversíveis de biodiversidade, essa alternativa se
torna pouco aceitável.
Os efeitos das invasões interagem com os outros tipos de impactos; geralmente os efeitos das
invasões e os efeitos de outros agentes de degradação são semelhantes, dificultando a análise da
contribuição relativa de cada impacto. Por exemplo, as invasões são amplamente relacionadas a
extinções de espécies locais, mas ambientes invadidos sofrem também com perda de habitas,
com fragmentação, com fogo etc., que também podem causar extinções (Gurevitch & Padilla
2004a; Gurevitch & Padilla 2004b). Por isso, o balanço final das extinções pode ser resultado da
14
interação entre diferentes impactos negativos (Gurevitch & Padilla 2004a; Gurevitch & Padilla
2004b), os quais podem maximizar os efeitos uns dos outros. Ou simplesmente os ambientes
estão perdendo espécies por causa de outros impactos, ao mesmo tempo que estão sendo
invadidos (Gurevitch & Padilla 2004a; Gurevitch & Padilla 2004b), ou apenas faltam dados mais
confiáveis que confirmem a real importância relativa das invasões nas extinções (Ricciardi 2004).
Provavelmente, um ambiente exposto a mais perturbações (principalmente antrópicas) está mais
vulnerável aos efeitos das invasões do que se o ambiente estivesse mais protegido (Burke &
Grime 1996) onde as perdas locais e extinções seriam menores. Portanto, para estudar o impacto
das invasões, as três abordagens sugeridas por Parker et al. (1999) parecem ser a melhor
estratégia, ou seja, por meio de estudos que meçam impactos em múltiplas escalas e múltiplos
níveis de organização, de estudos que sintetizem os dados atuais disponíveis sobre diferentes
variáveis de resposta e de modelos desenhados para orientar trabalhos empíricos e explorar
generalizações.
A capacidade de prever invasões é uma ferramenta importante para lidar com o problema antes
dele se instalar a ponto de ser difícil controlar ou erradicar as espécies invasoras, assim como
para evitar a progressão dos efeitos deletérios à biota nativa. Entretanto, ela necessita de
generalizações, que são difíceis de serem elaboradas e apresentam a desvantagem de não
levarem em conta a especificidade das espécies invasoras e dos ambientes nativos. Na tentativa
de criar previsões, têm sido propostas várias abordagens possíveis, tais como as características
do invasor (poder de invasão), as características do ambiente (suscetibilidade à invasão), a
relação entre o invasor e o ambiente, e o processo de invasão no tempo (Heger & Trepl 2003).
Mack (1996) fez uma análise crítica das metodologias para prever as invasões biológicas, listadas
a seguir em ordem crescente de eficácia:
a) elaboração de lista de espécies que foram invasoras em seu local nativo ou outro local;
b) elaboração de lista das características das espécies invasoras;
c) avaliação do potencial de invasão baseado em climas semelhantes;
d) elaboração de modelos matemáticos para prever o curso das invasões por plantas;
e) manipulação experimental do meio ambiente (por exemplo, em estufas controladas);
f) comparação detalhada entre congêneres;
15
g) avaliação de espécies semeadas experimentalmente no local em estudo (sem a manipulação do ambiente);
h) avaliação de espécies semeadas experimentalmente no local em estudo, com a manipulação das condições do ambiente.
Como toda abordagem apresenta prós e contras e como nenhuma é superior a outra, a
combinação entre elas é o que confere a melhor estratégia (Vermeij 1996; Mack 1996).
Para construir a base das previsões, são necessárias informações comparativas, entre espécies e
ambientes. Por exemplo, distinguir as características das espécies invasoras que não são
compartilhadas pelas espécies exóticas que não foram bem sucedidas na colonização. Tal estudo
não é simples de ser realizado, pois depende de observações nos estágios muito iniciais da
introdução, sendo que uma espécie invasora geralmente só é detectada após ter atingido uma
abundância notável e as exóticas que não progridem podem passar despercebidas na
comunidade. Uma alternativa são os estudos manipulativos, através de semeadura, cultivo e
controle das variáveis abióticas e bióticas.
Um dos métodos para prever invasões é o desenvolvimento de modelos matemáticos baseados
nas características biológicas das espécies potencialmente invasoras, que pretendem prever o
risco de invasões ou detectar padrões de disseminação (Enserink 1999; Daehler & Carino 2000;
Rejmánek 2000; Pyšek et al. 2004). Nestes modelos, o que se discute são os processos
ecológicos considerados (dispersão de sementes, polinização, crescimento vegetativo etc) e as
variáveis que influenciam nos padrões de disseminação, tais como os eventos estocásticos e os
efeitos “Allee”. O nome do efeito “Allee” deriva do autor que criou o conceito e significa que um
indivíduo que estiver sujeito a um efeito desse tipo sofrerá um decréscimo de seu fitness quando a
densidade co-específica for baixa (Taylor et al. 2004). Um efeito “Allee” é forte quando resulta em
uma taxa de crescimento per capita negativa, ou seja, é abaixo de um limite que se a população
não o superar, será extinta. Em relação à invasão, teoricamente é aceito que um efeito “Allee”
pode alterar o padrão de distribuição espacial de uma espécie invasora (Davis et al. 2004). Por
exemplo, a limitação no número de doadores de pólen poderia diminuir a produção de sementes,
isto é, um fator demográfico que interfere no crescimento da população (Davis et al. 2004).
16
A melhor estratégia contra as invasões biológicas é a prevenção. Primeiro, é necessário evitar a
introdução indiscriminada de espécies exóticas, mesmo em sistemas de cultivo, pois sempre
existe a possibilidade de escape a ambientes naturais. Quando a introdução deliberada ocorrer,
torna-se essencial monitorar as populações de exóticas e identificar as potencialmente invasoras.
Os planos de manejo de reservas naturais devem incluir medidas de prevenção e controle de
espécies invasoras, de maneira sistemática e prática. O manejo de espécies invasoras pode ser
feito a qualquer momento, mas pode atingir melhores resultados se as ações controladoras forem
tomadas nos primeiros estágios da invasão (Puth & Post 2005). O desafio é detectar as invasões
precocemente, pois geralmente as invasões só são identificadas quando os indivíduos da espécie
invasora já atingiram densidades notáveis. Na fase mais avançada da invasão, o controle é muito
dificultado, justamente pela magnitude da invasão e pelos efeitos já causados à comunidade
invadida.
A erradicação é a remoção de qualquer indivíduo ou propágulo de determinada espécie, ou então
é a redução da densidade populacional desta espécie a um nível abaixo do sustentável (Zavaleta
et al. 2001; Myers et al. 2000a). Apesar de ser vista como uma alternativa para eliminar espécies
invasoras, sua eficácia não é amplamente confirmada. Isso porque seu sucesso depende do
estágio que o processo de invasão atingiu, de recursos financeiros disponíveis e das
características do ambiente invadido (Myers et al. 2000a; Simberloff 2001). Como muitas vezes a
erradicação envolve o uso de herbicidas ou corte de plantas, o impacto da própria erradicação
pode ser negativo para a comunidade. No caso de invasores estabelecidos há muito tempo em um
local, os efeitos da sua eliminação na comunidade são imprevisíveis. Um dos efeitos possíveis é a
disseminação de outras exóticas após a erradicação de uma espécie invasora (Simberloff 2001).
Portanto, a adoção da erradicação deve ser criteriosa e apresentar uma boa relação custo e
benefício, além de envolver o monitoramento dos efeitos pós erradicação (Zavaleta et al. 2001).
Outra alternativa para o controle de invasoras pode ser a aplicação de controle biológico, cujas
vantagens são o baixo custo, a relativa segurança e a eficiência (Muller-Scharer et al. 2004).
Também pode ser adotado o uso de herbicidas, de modo que não atinja espécies nativas, que não
são o alvo do controle. Isto é, o uso de herbicidas deve ter ação específica e agir somente na
17
planta invasora (Rice & Toney 1998). O excesso de herbicidas no controle pode causar a
transferência de substancias tóxicas para a cadeia alimentar, criando um problema talvez maior do
que a própria invasão.
O controle das invasões biológicas é dificultado quando uma espécie invasora é cultivada
comercialmente em áreas próximas aos ambientes naturais invadidos (de Wit et al. 2001; Pivello
et al. 1999). Deste modo, os focos de novas sementes/propágulos se mantém, e trabalham no
sentido oposto do controle: por mais que se extraiam indivíduos pelo controle, novos indivíduos
continuarão a se estabelecer, pela chegada de propágulos vindos de áreas externas (aliada à
reprodução local).
O sucesso do controle vai além dos métodos utilizados, pois depende de continuidade e
monitoramento dos resultados. Projetos que não são concluídos podem ter efeitos contrários, por
exemplo quando o uso de herbicida é iniciado mas não é feito até o final da eliminação da espécie
pode indiretamente colaborar para a seleção de indivíduos da espécie invasora que são
resistentes aos venenos. A longo prazo, pode ser mais difícil eliminar essas gerações. Os
programas de controle geralmente estão relacionados a órgãos administrativos públicos, sendo
imprescindível o planejamento e o embasamento científico para controles bem sucedidos.
As invasões biológicas estão longe de serem resolvidas, pois são um fenômeno que necessita ser
plenamente conhecido - isto é, ter sua dinâmica investigada - além de ser alvo de ações de
manejo efetivas para alcançar o controle adequado (Heywood 1989).
Embora as invasões biológicas sejam um fenômeno mundial, a maioria dos estudos parece não
ter sido desenvolvida em ambientes tropicais; este é um fenômeno mais conhecido nos países
desenvolvidos do que nos países em desenvolvimento (Perrings et al. 2000; Pauchard et al. 2004).
Todos os ambientes naturais sofrem diversos tipos de impactos, com diferentes graus e efeitos.
Para definir prioridades de conservação, a fim de otimizar esforços e detectar as áreas com risco
mais iminente de perda de sua biodiversidade, podem ser considerados vários critérios. Uma das
propostas mais aceitas é a conservação prioritária dos hotspots de biodiversidade do mundo, as
“áreas quentes de biodiversidade”. Para ser considerada uma área quente, o grau de endemismo
18
e de risco à biodiversidade devem ser altos; portanto, áreas quentes são áreas que apresentam
alta concentração de espécies endêmicas e sofrem uma perda excepcional de habitat (Myers et al.
2000b). As 34 áreas quentes englobam quase metade de todas as espécies de plantas existentes
no mundo (Mittermeier et al. 2004). Dentre as 34 áreas quentes atuais, 22 áreas (64,7%)
representam ecossistemas tropicais. Portanto, a maioria das áreas quentes identificadas está nos
trópicos (Mittermeier et al. 2004).
A maioria das 300.000 espécies de plantas conhecidas está em ambientes tropicais; as Américas
Central e do Sul apresentam cinco vezes mais espécies de plantas quando comparadas à América
do Norte (Pimm 2005). A floresta atlântica e o cerrado brasileiros somam 12400 espécies de
plantas endêmicas (Mittermeier et al. 2004); entretanto, restam apenas 20% de área de cerrado
em bom estado de conservação e 7,3% de remanescentes de floresta atlântica de suas formações
originais, segundo dados oficiais (IBAMA 2005).
A fragmentação das florestas tropicais levou a diversas extinções locais. O fato desses fragmentos
remanescentes estarem circundados por matrizes freqüentemente dominadas por espécies
exóticas, determina as altas probabilidades de invasão biológica (Turner 1996). Em quase todas
as florestas tropicais do mundo é possível encontrar pelo menos uma espécie exótica (Usher
1991). Em algumas florestas altamente perturbadas, as espécies exóticas chegam a predominar
na paisagem (Fine 2002): um exemplo alarmante de invasões biológicas em potencial.
Embora os ecossistemas tropicais sofram com as invasões, ainda são esparsos os estudos
específicos sobre esse processo nestes locais (Pivello et al. 1999). Isso acontece apesar das
invasões biológicas de modo geral, terem sido freqüentemente foco de atenção mundial nas
últimas duas décadas (Fine 2002). A falta de dados - ou sua pouca disponibilidade e divulgação -
forma uma lacuna na compreensão das causas, das conseqüências e do controle dessa ameaça,
dificultando generalizações (consideradas como extensões de conceitos que podem ser aplicados
em outros casos) além de não auxiliar na elaboração de ações de manejo nesses ecossistemas,
tão necessárias atualmente. O Brasil, por exemplo, mesmo sendo um país megadiverso e
responsável pela maior diversidade de plantas do mundo - com mais 55 mil espécies descritas,
cerca de 22% do total mundial (Ministério do Meio Ambiente 2005) - não possui listas e dados
19
definitivos sobre essa diversidade e endemismo (Myers et al. 2000b), além de carecer de
diagnóstico completo da ameaça por plantas exóticas invasoras (Pyšek 1998). Na América do Sul,
a real dimensão do fenômeno da invasão por animais não está refletida na literatura atual
(Rodríguez 2001). No caso de plantas, o cenário pode ser o mesmo em todos os ambientes
tropicais. Esse caso é um reflexo do que ocorre em outras regiões tropicais que atravessaram
processos históricos similares: em sua maioria, países em desenvolvimento vivem o paradoxo de
possuírem os maiores índices de biodiversidade, ao mesmo tempo em que são os ambientes que
mais sofrem – e sofrerão - pressões antrópicas negativas, causando a perda dessa
megadiversidade (Jenkins 2003).
Materiais e Métodos
Seleção das revistas científicas
Para a revisão da literatura disponível, foram selecionadas oito revistas internacionais (tabela 1),
com ampla distribuição, analisadas em um período de dez anos, de janeiro de 1995 a dezembro
de 2004. Sete destas revistas foram selecionadas de acordo com seu índice de impacto, além de
levar em conta sua relevância para a Ecologia e Conservação Biológica. A oitava revista
(Biological Invasions) foi selecionada por sua especificidade sobre o assunto, apesar de não
apresentar índice de impacto registrado.
O índice de impacto (impact factor, If) é fornecido pelo Institute for Scientific Information (ISI), por
meio do Journal Citation Reports (JCR) e é calculado como segue:
recentesartigosdeNúmerorecentesartigosdeCitações
If =
Isto é, o número de citações no ano em questão (neste caso, 2003) de artigos dos anos anteriores
é dividido pelo número total de artigos publicados nos dois anos anteriores. Por exemplo, se uma
revista publicou 40 artigos em 2000 e 43 artigos em 2001, tem um total de 83 artigos no período.
Se esta mesma revista tiver 20 artigos de 2000 e 10 artigos de 2001 citados durante 2002
(possuindo um total de 30 artigos citados), o índice desta revista será 0,361:
20
361,08330 ==If
Deste modo, o If é um índice que representa a importância relativa, para ser utilizado em
comparações entre revistas do mesmo tema de estudo. Por isso, foi utilizado como um dos
principais critérios na escolha das revistas a serem revisadas.
Apesar do índice de impacto não ser o único parâmetro para definir a importância das revistas, ele
é um índice sistemático e confiável. Não por coincidência, as revistas que pelo menos possuem o
índice de impacto calculado e estão na lista do ISI (mesmo que este índice seja pequeno) são
aquelas amplamente consultadas e citadas (ISI Web of Knowledge 2005).
Tabela 1. Lista das revistas internacionais utilizadas na revisão bibliográfica, com busca refinada, classificadas por ordem decrescente de índice de impacto. O índice de impacto é relativo a 2003, o dado disponível mais atualizado (ISI Web of Knowledge 2005). (*) A revista Biological Invasions não está classificada e não possui índice de impacto.
Revista internacional Índice de impacto
Trends in Ecology and Evolution 12,449 Ecology Letters 4,211 Ecology 3,701 Journal of Ecology 2,833 Oikos 2,142 Biological Conservation 2,056 Journal of Tropical Ecology 0,961 Biological Invasions (*)
Busca dos artigos sobre o tema de interesse
Para encontrar todos os artigos relacionados a invasões biológicas por plantas terrestres, foram
consultados todos os índices de conteúdo das oito revistas, nos volumes publicados entre janeiro
de 1995 e dezembro de 2004. A seleção dos artigos foi feita a partir do título e do resumo do artigo
e quando estes deixavam dúvidas quanto ao conteúdo, foi lida parte do artigo.
Artigos teóricos sobre invasão biológica em geral, que consideravam tanto plantas quanto animais,
também foram incluídos. Não foram considerados os artigos exclusivamente sobre plantas
aquáticas, fungos e animais, além dos trabalhos que estudaram plantas introduzidas ou exóticas,
mas que não abordaram o fenômeno da invasão. Também foram excluídos artigos sobre plantas
daninhas, pois dizem respeito a plantas indesejáveis na agricultura.
21
As pesquisas foram realizadas por meio das páginas eletrônicas oficiais de cada revista,
disponíveis na rede mundial de computadores (WWW), ou pela leitura de periódicos em biblioteca.
Para confirmar que nenhum artigo havia sido ignorado através dessa busca, também foi utilizada a
busca por palavra-chave nas páginas eletrônicas oficiais das revistas, comparando-se os
resultados dos dois métodos. Nesta busca, foram utilizados os seus formulários de busca
avançada, por meio de parte da palavra, inserindo o termo “inva???” no campo de busca por título,
abstract e palavra-chave. Deste modo, retornaram resultados com artigos que continham palavras
que começavam com “inva”, com o objetivo de filtrar palavras como “invasion”, “invader”,
“invasibility”, “invaseveness” etc.
Classificação e análise dos artigos
Após a etapa anterior, todos os artigos selecionados sobre invasão biológica foram lidos para
serem posteriormente classificados de acordo com as características descritas na tabela 2.
Os artigos foram classificados conforme a data de publicação, e quanto ao caráter teórico ou
prático (estudos de caso) (tabela 2). Os artigos teóricos se caracterizavam por abordar as
definições, hipóteses, teorias ou modelos relacionados à invasão biológica; seus conteúdos eram
mais abrangentes e generalistas, pois não determinavam espécies ou locais. Já os artigos sobre
estudos de caso eram aqueles referentes a pesquisas empíricas, realizadas em locais específicos,
ou sobre determinadas espécies de plantas terrestres.
Os artigos teóricos foram classificados em três tipos básicos: modelagem, síntese de evento, e
essencialmente teórico. Os primeiros eram artigos que propunham modelos matemáticos para
explicar ou prever padrões ecológicos. Já as sínteses de eventos descreviam as principais
discussões e conclusões resultantes de congressos, simpósios ou reuniões sobre invasões
biológicas. Os artigos essencialmente teóricos discorriam sobre definições, teorias, hipóteses e
proposições sobre o tema. Também foram classificados pelo tema abordado, baseando-se nas
principais perguntas pertinentes ao assunto (tabela 2).
22
Tabela 2. Critérios de classificação dos artigos.
Tipo 1. Modelagem 2. Síntese de evento 3. Essencialmente teórico
Tema 1. Poder de invasão 2. Suscetibilidade à invasão 3. Previsão de invasão 4. Impacto da invasão
Artigos teóricos
5. Controle da invasão
Tema 1. Poder de invasão 2. Suscetibilidade à Invasão 3. Capacidade de prever invasão 4. Prevenção/Controle 5. Impacto da invasão 6. Diagnóstico da invasão
Local de Estudo 1. Américas do Sul e Central 2. América do Norte 3. Ásia 4. África 5. Europa 6. Oceania 7. Regiões Ártica e Antártica
Região/Vegetação
1. Tropical 2. Não tropical 3. Experimental
Tipo de planta
1. Gramínea 2. Herbácea não gramínea 3. Arbórea 4. Arbustiva 5. Outra
Origem da planta invasora 1. Américas do Sul e Central 2. América do Norte 3. Ásia 4. África 5. Europa 6. Oceania
Artigos de estudos de caso
7. Regiões Ártica e Antártica
Os artigos teóricos foram analisados quanto às teorias propostas. Foi feita uma revisão e uma
síntese das principais idéias apresentadas.
23
Os artigos sobre estudos de caso foram classificados a partir dos critérios descritos na tabela 2. A
partir dessas classificações, foram quantificados os diferentes tipos de estudos de caso.
Para classificar os artigos quanto ao local onde o estudo de caso foi realizado, primeiramente foi
considerado o continente ao qual o ecossistema está relacionado. Outra classificação foi feita
entre ambiente tropical e ambiente não tropical. Essa distinção entre trópico e não trópico foi
baseada em Wallace (1876), Cox (2001) e Osborne (2000). Estudos realizados em estufas ou em
laboratório foram classificados como experimentais. No caso de ecossistemas ligados
politicamente a países que fazem parte das regiões não tropicais mas que geograficamente se
encontram na faixa dos trópicos e/ou apresentam ecossistemas com características tropicais
foram considerados tropicais. Um exemplo é o Havaí, que foi classificado como “América do
Norte” e como “tropical”.
Os resultados da classificação dos artigos quanto aos critérios descritos foram expressos sob a
forma de gráficos de barras ou gráficos de roscas. Alguns dos critérios também foram
relacionados entre si, por meio de gráficos de dispersão de bolhas.
Resultados
Geral
Foram publicados aproximadamente 6880 artigos nas oito revistas estudadas, no período de
janeiro de 1995 a dezembro de 2004, sobre os mais variados assuntos em Ecologia. Dentre eles,
foi encontrado um total de 239 artigos sobre plantas invasoras em ambientes terrestres (tabela 3).
Tabela 3: Número de artigos publicados sobre plantas invasoras em ambientes terrestres nas oito revistas analisadas, no período de 1995 a 2004. (E): Estudos de caso; (T): Artigos teóricos; BC: Biological Conservation; BI: Biological Invasions; EC: Ecology; EL: Ecology Letters; JE: Journal of Ecology; JT: Journal of Tropical Ecology; OK: Oikos; TR: Trends in Ecology and Evolution. Revistas criadas após 1995 estão com “ * ” nos anos em que não haviam sido criadas.
BC BI EC EL JE JT OK TR
Ano (E) (T) Total (E) (T) Total (E) (T) Total (E) (T) Total (E) (T) Total (E) (T) Total (E) (T) Total (T) Total Total
1995 2 0 2 * * * 1 0 1 * * * 1 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 4
1996 3 6 9 * * * 2 7 9 * * * 0 0 0 1 0 1 0 0 0 0 0 19
1997 0 0 0 * * * 1 0 1 * * * 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 1
1998 4 0 4 * * * 3 0 3 * * * 0 0 0 0 0 0 1 0 1 2 2 10
1999 0 1 1 13 4 17 2 1 3 2 0 2 2 0 2 0 0 0 0 1 1 1 1 27
2000 2 0 2 7 2 9 0 1 1 2 1 3 1 1 2 2 0 2 2 0 2 2 2 23
2001 7 0 7 8 0 8 1 0 1 3 0 3 0 0 0 0 0 0 2 3 5 3 3 27
2002 2 0 2 16 0 16 4 0 4 1 1 2 1 0 1 1 1 2 4 2 6 6 6 39
2003 1 0 1 8 3 11 8 2 10 2 0 2 3 0 3 0 0 0 3 0 3 0 0 30
2004 1 0 1 18 5 23 7 4 11 6 2 8 3 1 4 2 0 2 5 1 6 4 4 59 Total 22 7 29 70 14 84 29 15 44 16 4 20 11 2 13 6 1 7 17 7 24 18 18 239
24
A produção de artigos, nas revistas que foram aqui consideradas, sobre invasão biológica por
plantas mostra uma tendência de aumento ao longo do tempo, tanto dos teóricos quanto dos
estudos de caso (figura 2).
O número maior de publicações em 1996 (quando comparado com 1995 e 1997) se justifica pela
edição de um número especial da revista Ecology (volume 77, número 6, em setembro de 1996:
“Advances in Invasion Ecology”), que publicou um total de 5 artigos exclusivamente sobre invasão
0
10
20
30
40
50
60
1995 1996 1997 1998 1999 2000 2001 2002 2003 2004
Ano de publicação
Núm
ero
de a
rtig
os p
ublic
ados
0
1
2
3
4
5
6
7
8
9
10
Méd
ia d
e ar
tigos
pub
licad
os p
or
revi
sta
0
5
10
15
20
25
30
35
40
45
1995 1996 1997 1998 1999 2000 2001 2002 2003 2004
Ano de publicação
Núm
ero
de a
rtig
os p
ublic
ados
A
B
Figura 2. Número de artigos publicados sobre plantas invasoras em ambientes terrestres no período de 1995 a 2004, nas oito revistas consultadas. A: número total (barras laranjas) e média de artigos publicados por revista, por ano (linha azul); B: estudos de casos (barras vermelhas) e teóricos (barras azuis) separadamente.
25
biológica. Neste mesmo ano, a revista Biological Conservation publicou dois números especiais
sobre o assunto (volume 78, números 1 e 2, em outubro e novembro de 1996: “Invasion Biology”),
contribuindo com 6 artigos. Já em 1997, o número de artigos publicados decaiu, provavelmente
pelo “esgotamento” do tema com tantas publicações no ano anterior. O ano com maior número de
artigos publicados foi 2004, com 59 artigos.
O número de revistas consideradas durante os dez anos foi variável, porque a revista Ecology
Letters foi criada em 1998 e a revista Biological Invasions foi criada em 1999. Portanto, para
investigar se o número diferente de revistas estaria contribuindo de modo desigual para a
tendência de aumento no número de artigos publicados nos últimos anos, foi calculada a média de
artigos publicados por revista (figura 2 A). Essa média confirmou a tendência de aumento, apesar
da criação das duas revistas após 1995. A própria criação da revista Biological Invasions, que é
uma revista direcionada para o estudo de invasões biológicas, é um indício do aumento do número
de artigos publicados sobre o tema, além do aumento do interesse sobre o fenômeno.
Considerando o total de artigos publicados no intervalo de tempo definido, a revista que mais
publicou artigos sobre o tema foi a Biological Invasions, com 84 artigos (35,15%), seguida pela
revista Ecology, com 44 artigos (18,41%). Em seguida, as revistas Biological Conservation (29
artigos; 12,13%), Oikos (24 artigos; 10,04%), Ecology Letters (20 artigos; 8,37%); Trends in
Ecology Evolution and Systematics (18 artigos, 7,53%), Journal of Ecology (13 artigos; 5,44%) e
Journal of Tropical Ecology (7 artigos; 2,93%) (figura 3, tabela 3).
Dos 239 artigos, 171 (71,55%) são estudos de caso e 68 (28,45%) são artigos teóricos (figura 4).
26
Estudos de caso
Entre as oito revistas analisadas, a revista que mais publicou estudos de caso foi a Biological
Invasions (70 artigos; 40,94%), seguida por Ecology (29 artigos; 16,96%), Biological Conservation
(22 artigos; 12,87%), Oikos (17 artigos; 9,94%), Ecology Letters (16 artigos; 9,36%), Journal of
Ecology (11 artigos; 6,43%) e Journal of Tropical Ecology (6 artigos; 3,51%) (tabela 3 e anexo 1).
A revista Trends in Ecology Evolution and Systematics não publicou estudos de caso no período
considerado, provavelmente porque apresenta um perfil mais teórico.
Nos estudos de caso, o tema mais abordado foi a suscetibilidade à invasão de determinado
ambiente (43 artigos; 25,15%), seguido do efeito/impacto da invasão (36 artigos; 21,05%), do
poder de invasão da planta (32 artigos; 18,71%), do diagnóstico da invasão (26 artigos; 15,20%),
do poder de invasão e suscetibilidade à invasão (23 artigos; 13,45%) e da prevenção/controle (5
artigos; 2,92%); os outros temas (ou mais de um ao mesmo tempo) tiveram apenas um artigo
(tabela 3 e figura 5).
171
68
Estudos de caso Teóricos
Figura 3. Número de artigos publicados sobre plantas invasoras no período de 1995 a 2004, nas oito revistas consultadas. BC = Biological Conservation; BI = Biological Invasions; EC = Ecology; EL = Ecology Letters; JE = Journal of Ecology; JT = Journal of Tropical Ecology; OK = Oikos; TR = Trends in Ecology and Evolution.
Figura 4. Número de artigos teóricos e estudos de caso publicados sobre plantas invasoras no período de 1995 a 2004, nas oito revistas consultadas.
84
4429
24
20
18
137
BI
EC
BC
OK
EL
TR
JE
JT
27
Figura 5. Número de artigos referentes a estudos de caso publicados com diferentes temas sobre plantas invasoras, no período de 1995 a 2004, nas oito revistas consultadas.
A maioria dos estudos de caso pesquisou apenas um tipo de planta invasora (117 artigos;
68,42%). Nestes estudos que se restringiram a apenas um tipo, a maioria era sobre herbáceas
(exceto gramíneas, 42 artigos; 35,90%) e gramíneas (34 artigos, 29,06%). Portanto, todas as
herbáceas, incluindo as gramíneas, são responsáveis por mais da metade desses estudos de
caso (64,96%) (figura 6). Os estudos de caso sobre arbustivas somaram 21 artigos (17,95%) e as
arbóreas, 20 (17,09%).
43
36
32
26
23
5 11
31 Suscetibilidade à invasão
Impacto da invasão
Poder de invasão
Diagnóstico
Poder de invasão + suscetibilidade à invasão
Prevenção/Controle
Capacidade de prever invasão
Poder de invasão + prevenção/controle
Capacidade de prever invasão +prevenção/controle + diagnósticoOutros
Figura 6. Número de artigos de estudos de caso publicados com apenas um tipo de planta.
42
34
21
20
Herbácea não gramínea
Gramínea
Arbustiva
Arbórea
28
O local mais freqüente da realização dos estudos de caso foi a América do Norte, com mais da
metade dos estudos de caso, totalizando 92 artigos (53,50%), seguido da Europa (21 artigos;
12,28%), Oceania (16 artigos; 9,36%), Américas do Sul e Central (13 artigos; 7,60%), e África (11
artigos; 6,43%), América do Norte e Europa (4 artigos; 2,34%) e Regiões ártica e antártica (2
artigos; 1,17%) (figura 7). Apenas 7 artigos estudaram mais de dois locais (4,09%). Há uma
grande concentração dos artigos na América do Norte e Europa, em contraste com a pouca
quantidade de artigos sobre a América Central e do Sul, África e Ásia.
Classificando os locais de estudo em tropicais ou não, observou-se que a proporção de estudos
de caso desenvolvidos em locais não tropicais foi muito superior (98 artigos) do que os estudos de
caso em ambientes tropicais (46). Alguns artigos foram realizados em laboratório ou estufas (17) e
outros abordaram tanto ambientes tropicais quanto não tropicais (10) (figura 8).
Figura 7. Número de artigos de estudos de caso publicados em diferentes locais de estudo.
92
21
16
13
114 2 11 71
11América do Norte
Europa
Oceania
Américas do Sul e Central
África
América do Norte e Europa
Regiões ártica e antártica
Ásia
Américas do Sul, Norte e Central
América do Norte e Oceania
África e Europa
Europa e Oceania
Mais de dois locais
29
Como muitos estudos de casos abordaram mais de uma espécie de plantas, havia diversos locais
de origem destas plantas envolvidos; também havia espécies cuja origem era relatada a dois ou
mais locais diferentes. Por isso, 89 artigos apresentavam mais de um local de origem da(s)
planta(s) invasora(s) envolvida(s) (figura 9B). Oito estudos de caso abordaram espécies cujas
origens não puderam ser identificadas. Naqueles em que apenas um local de origem foi estudado,
as origens mais freqüentes das plantas foram Ásia e Europa (20 e 18 artigos, respectivamente),
seguidos de América do Norte (14 artigos), Américas do Sul e Central (11 artigos), África (7
artigos) e Oceania (4 artigos). Entre os estudos de caso que consideraram dois locais de origem,
15 artigos tratavam sobre espécies nativas da Europa e da Ásia (figura 9).
46
98
10
17 Tropical
Não tropical
Misto
Experimental
Figura 8. Número de artigos de estudos de caso publicados em ambientes tropicais, não tropicais, em ambos (misto) ou em laboratório/condições experimentais (experimentais)
30
Nos estudos de caso com apenas um local de estudo e com apenas um local de origem da planta
invasora, relacionando os dois tipos de locais, foi encontrada uma grande parcela de artigos cujo
estudo ocorreu na América do Norte, sobre espécies invasoras nativas da Ásia (16 artigos) e
espécies invasoras nativas da Europa (14 artigos) (figura 10).
Figura 9. Número de artigos de estudos de caso publicados sobre plantas com diferentes origens. A: apenas um local de origem; B: mais de um local de origem.
61
15
4
2111
11
11
Mais de duas origens
Ásia e Europa
Ásia, África e Europa
América do Sul e África
América do Sul e América do Norte
América do Sul e Europa
América do Norte e Ásia
América do Norte e África
Ásia e África
Ásia e Oceania
África e Europa
20
1814
11
74
Ásia
Europa
América do Norte
Américas do Sul e Central
África
Oceania
A
B
31
Nos estudos de caso com apenas um local de estudo e com apenas um tipo de planta, foi
encontrado um maior número de publicações sobre gramíneas e outras herbáceas na América do
Norte, somando 74 artigos (figura 11).
Nos estudos de caso com um tipo de planta invasora e apenas um local de origem, observou-se
uma quantidade maior de artigos sobre gramíneas invasoras originárias da Europa (18 artigos) e
da Ásia (19 artigos) (figura 12).
0 1 2 3 4 5 6 7 8
Local de realização do estudo
0
1
2
3
4
5
6
7
8
9
Loca
l de
orig
em d
a pl
anta
inva
sora
Figura 10: Número de artigos de estudos de caso publicados sobre plantas invasoras com apenas um local de origem (excecao para “Europa e Ásia”). Legenda dos eixos: 1: Américas do Sul e Central; 2: América do Norte; 3: Ásia; 4: África; 5: Europa; 6: Oceania; 7: Antártica; 8: Europa e Ásia.
32
0 1 2 3 4 5 6 7 8
Local de realização do estudo
0
1
2
3
4
5
Tipo
de
plan
ta in
vaso
ra
33
Artigos teóricos
A revista com maior número de publicações de artigos teóricos foi a Trends in Ecology Evolution
and Systematics (18 artigos; 26,47%), seguida de Ecology (15 artigos; 22,06%), Biological
Invasions (14 artigos; 20,59), Biological Conservation e Oikos com 7 artigos cada (10,29% cada),
Ecology Letters (4 artigos; 5,88%), Journal of Ecology (2 artigos; 2,94%) e Journal of Tropical
0 1 2 3 4 5 6 7 8 9
Local de origem da planta invasora
0
1
2
3
4
5
Tipo
de
plan
ta in
vaso
ra
Figura 12: Número de artigos de estudos de caso publicados sobre plantas invasoras com apenas um local de origem (excecao para “Europa e Ásia”) e um tipo de planta. Legenda dos eixos: Local de origem: 1: Américas do Sul e Central; 2: América do Norte; 3: Ásia; 4: África; 5: Europa; 6: Oceania; 7: Antártica; 8: Europa e Ásia. Tipo de planta: 1: herbácea não gramínea; 2: gramínea; 3: arbustiva; 4: arbórea.
34
Ecology (1 artigo; 1,47%) (tabela 3). Entre os artigos teóricos, a maioria é do tipo “essencialmente
teórica” (42 artigos), seguida dos artigos que propõem modelos (18 artigos), enquanto as sínteses
de eventos totalizaram 8 artigos.
A maioria dos artigos teóricos abordou o poder de invasão da espécie (18 artigos; 26,47%),
seguido da suscetibilidade à invasão (14 artigos; 20,59%) e do efeito/impacto da invasão (13
artigos; 19,12%) (figura 13).
Padronização da terminologia
Neste trabalho, é proposta a padronização do uso de alguns termos referentes a plantas
invasoras, tais como fases do processo e tipos de plantas, descritos na tabela 4 e esquematizados
na figura 14 e baseados na literatura disponível. Os termos mais gerais também podem ser
aplicados a animais. Essa proposta pode ser útil para a padronização do uso desses conceitos em
planos de manejo, levantamentos florísticos, criação de banco de dados, educação ambiental (por
exemplo nos materiais didáticos), legislação, publicação de dados científicos, entre outros.
Quanto à determinação de etapas do processo, foram encontradas algumas propostas na
literatura. Sinteticamente, as fases da invasão biológica seriam definidas como introdução,
estabelecimento e disseminação. Para a terminologia para plantas invasoras, são propostas
neste trabalho duas grandes categorias de plantas, sendo que a segunda é subdividida em três
tipos:
18
14
13
9
8
33
Poder de invasão
Suscetibilidade à Invasão
Efeito/Impacto da invasão
Poder de invasão esuscetibilidade à Invasão
Capacidade de prever invasão
Controle
Outros
Figura 13. Número de artigos teóricos publicados com diferentes temas sobre plantas invasoras, no período de 1995 a 2004, nas oito revistas consultadas.
35
1. Plantas nativas 2. Plantas exóticas
2.1. Plantas exóticas casuais 2.2. Plantas naturalizadas 2.3. Plantas invasoras
Observar que as plantas naturalizadas e invasoras são necessariamente exóticas, portanto esse
termo pode ser omitido.
Muitas vezes, não é possível ter certeza se uma espécie é exótica ou nativa, principalmente se é
uma planta que está estabelecida há muito tempo em um local. Isso porque faltam muitos dados
confirmados sobre possíveis introduções que ocorreram no passado. Daí a dificuldade em
determinar com certeza se uma espécie é nativa ou se foi introduzida em um passado distante e
não possui registros ou evidências. Essas plantas podem ser definidas como plantas
criptogênicas (Carlton 1996). As espécies criptogênicas podem ser muito comuns, mas é difícil
quantificá-las ou identificá-las. A utilização deste termo como outra categoria de definição seria
útil, principalmente nos estudos mais refinados sobre plantas invasoras. Esse termo é uma medida
de cautela, para não haver a rotulação indiscriminada entre plantas exóticas e nativas (Carlton
1996).
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Figura 14. Etapas desde a importação de uma espécie exótica. Proposto com base em Sakai et al. (2001), Kolar & Lodge (2001) e Richardson et al. (2000).
36
Tabela 4: Glossário com definições relacionadas à invasão biológica por plantas com base nas seguintes referências: a: Kolar & Lodge (2001); b: Carlton (1996); c: Lee (2002); d: Richardson et al. (2000); e: Mack (1996); f: Sakai et al. (2001); g: Prieur-Richard & Lavorel (2000); h: Williamson & Fitter (1996ª); i: Lonsdale (1999); j: Pitelli (1985) apud Soares et al. (2004).
Termo Definição
Espécie nativa Uma espécie encontrada em seu local de origem a, incluindo as invasões pré-históricas b. Sinônimo: espécie indígena.
Espécie exótica Espécie nativa de outro habitat, não encontrada anterior e naturalmente em determinado local, introduzida no local devido à ação (intencional ou não, direta ou indireta) do ser humano d, a. Sinônimos: espécies não nativas, espécies não indígenas, espécies alienígenas d.
Espécie introduzida Uma espécie exótica trazida a um local onde antes era ausente; pode ser capaz de se estabelecer ou não (casual); pode vir a ser uma invasora ou não c.
Espécie naturalizada
Uma espécie exótica com uma população auto-sustentável. Sinônimo: espécie estabelecida a.
Espécie exótica casual
As exóticas casuais são exóticas introduzidas em um novo local, mas que não se estabelecem (por vários motivos, por exemplo, a falta de adaptação ao clima), portanto não formam populações viáveis d.
Espécie invasora Espécie exótica introduzida em um novo habitat, através da intervenção humana (intencional ou não) a, d; a partir deste ponto de introdução, dissemina-se e se torna abundante a; gera descendentes reprodutivos – geralmente em número elevado - e mantém populações durante muitos ciclos de vida, independentemente da intervenção posterior do ser humano; além disso, causa impactos em seu novo habitat j
Espécie criptogênica
Espécie que não pode ser classificada nem como nativa nem como exótica, por causa da falta de dados que poderia distinguir o movimento de plantas e animais mediado pelos seres humanos ao longo da história b .
Invasão biológica É o processo de introdução, estabelecimento e disseminação de uma espécie invasora f; a persistência de uma espécie invasora não é dependente da intervenção humana deliberada e.
Suscetibilidade à invasão
É a suscetibilidade intrínseca de uma comunidade ou ambiente vir a sofrer invasão (em inglês, invasivibility) por espécies exóticas antes ausentes g, h.
Poder de invasão O poder de invasão (em inglês, invasiveness) é a capacidade dinâmica de uma espécie exótica invadir com sucesso comunidades nas quais a espécie não existia anteriormente g, i.
Colonização Expansão natural da espécie, ocupando novas áreas; distinta da invasão biológica c .
Pressão de propágulo
É o número de propágulos que chegam em um local h.
Planta daninha É uma planta (não necessariamente exótica) que ocorre onde não é desejada e que, de algum modo, promove prejuízos às atividades do homem j (em inglês: weed). Termo associado ao universo agronômico.
37
Discussão
As definições relacionadas às invasões biológicas estiveram presentes em grande parte dos
trabalhos. Entretanto muitos conceitos distintos foram usados, inclusive ao definirem as mesmas
coisas. Para facilitar a compreensão do processo, uma solução é padronizar os conceitos e adotar
definições o mais completas possível, para não dar margem a mal-entendidos. Uma definição
completa de plantas invasoras deve levar em conta a origem da planta, sua resposta ao novo
ambiente e seus efeitos na biota local, além das etapas envolvidas no processo e o agente
causador. Alguns autores não consideram apenas o ser humano como agente de introdução de
espécies invasoras (Vermeij 1996; Carlton 1996), incluindo o resultado de mudanças climáticas e
tectônicas e/ou expansões naturais. Entretanto, a colonização seria o termo mais adequado a
esse tipo de transporte (Lee 2002) e as invasões devem ser consideradas apenas como resultado
direto ou indireto da ação humana. O termo colonização, e não invasão, deve também ser o
utilizado para descrever sucessão vegetal local (Richardson et al. 2000). Também não é adequado
referir-se a uma planta nativa como invasora, mesmo quando sua abundância é muito maior do
que outras nativas do ambiente. Além disso, é preferível utilizar o termo “plantas invasoras”
apenas para invasões em ambientes naturais e “plantas daninhas” para o que ocorre em culturas
agrícolas.
É preferível considerar que toda planta invasora é exótica, ou seja, não-nativa ao local invadido.
Isso porque uma espécie nativa, por mais abundante que seja, teria sua distribuição regulada
pelos mesmos fatores das outras nativas, pois também sofreu os mesmos regimes de seleção e
seria “a esperada” ou “natural”. Portanto, não se deve usar o termo “planta exótica invasora”, pois
seria redundante.
Ao longo da última década, houve uma tendência de aumento da publicação de artigos sobre
plantas invasoras. Esse aumento já havia sido observado em trabalhos anteriores, como Kolar &
Lodge 2001, que detectaram um grande aumento no número de publicações sobre as
características das espécies invasoras (animais e plantas), no período de 1986 a 1999. Puth &
Post (2005) revisaram mais de 800 artigos sobre invasão biológica em ambientes terrestres e
aquáticos, a fim de analisar a fase da invasão investigada nos artigos e destacou que o número de
publicações anuais havia quadruplicado entre 1995 e 2004. A maior atenção voltada para as
38
invasões é um avanço, pois este é um problema só menos degradador ao meio ambiente do que a
perda e a fragmentação dos habitas. Mas uma observação mais refinada dessas publicações é
necessária, a fim de estabelecer os temas menos explorados e que carecem de visibilidade. Este
é o caso do presente trabalho, que traz informações inéditas sobre a comparação entre os estudos
desenvolvidos em ambientes tropicais e não tropicais.
Dentre os artigos acerca de estudos de caso, houve uma grande heterogeneidade nos temas
abordados. Entretanto, essa variedade não foi a mesma no caso dos locais de estudo e do tipo de
planta invasora estudada. A maioria dos estudos se concentrou em ambientes da América do
Norte (principalmente em ecossistemas da Califórnia), com o estudo de herbáceas invasoras. A
maior parte dos artigos era composta por estudos em ambientes da América do Norte sobre
plantas invasoras originárias da Europa ou Ásia. Provavelmente, isso se deve à própria história do
continente norte-americano, que foi colonizado por europeus e cujo comércio sempre sofreu
grande influência européia e asiática. A grande freqüência de estudos sobre herbáceas se remete
à natureza dos principais ecossistemas norte-americanos, entre eles aqueles onde as gramíneas e
herbáceas predominam. Ambientes naturais das Américas do Sul e Central, como as florestas
tropicais, foram pouquíssimo investigados nos artigos revisados, apesar da grande extensão
territorial que ocupam e da imensa biodiversidade destes locais.
A maioria dos artigos foi desenvolvida em áreas de estudo localizadas em ambientes não
tropicais. Paradoxalmente, a maior biodiversidade do Planeta se concentra em locais pouco
representados nos artigos consultados, como América do Sul, América Central e África, que
apresentam vários tipos de ecossistemas tropicais. Em termos de riqueza de espécies, a diferença
é evidente: 85000 das 300000 espécies de plantas conhecidas estão na América do Sul e Central,
enquanto na América do Norte estão 17000 espécies (Pimm 2005).
Os resultados sugerem que o problema da invasão biológica por plantas terrestres em ambientes
tropicais não está sendo suficientemente publicado e – por conseqüência – não tem sido
amplamente divulgado em revistas científicas nos últimos dez anos, embora mereça atenção
especial. São várias as explicações possíveis, entre elas está o fato de todas as revistas serem
originárias da Europa e América do Norte; pode-se supor que os artigos sobre ecossistemas
39
destes locais sejam preferencialmente aceitos, em detrimento àqueles sobre ecossistemas de
outros locais do mundo. Também é possível que um menor número de artigos sobre plantas
invasoras em ambientes tropicais tenham sido submetidos e aceitos nas revistas, quando
comparados aos artigos sobre os outros tipos de ambientes. Um fator importante pode ser o
menor número de centros de pesquisa e pesquisadores nos países em desenvolvimento. Não é
possível testar essas hipóteses neste trabalho, mas algumas considerações podem ser feitas.
Apesar de todas as revistas consultadas serem editadas na Europa ou América do Norte, os
critérios de seleção dos artigos não fazem distinção quanto aos locais onde os estudos foram
desenvolvidos. Outros critérios são utilizados, tais como originalidade, abordagem ecológica,
contribuição para a ciência ou interesse geral. A revista Oikos, por exemplo, apesar de ser editada
pela “Nordic Society OIKOS”, descreve que ”não tem preconceito quanto a táxon, biomas ou áreas
geográficas”. Portanto, é pouco provável que haja uma escolha preferencial por ecossistemas
temperados em detrimento aos ecossistemas tropicais, até mesmo por haver um grande
curiosidade mundial em relação aos trópicos.
O número de artigos sobre ambientes tropicais submetidos não está disponível nas páginas
eletrônicas oficias das revistas consultadas, apenas os artigos aceitos. Por isso é difícil saber a
proporção ente artigos enviados e artigos efetivamente aceitos e compará-la aos outros ambientes
não tropicais. Baseando-se apenas pelos resultados desse trabalho é possível apenas supor que
a produção de artigos sobre invasão nos trópicos realmente é pequena e está aquém da sua real
importância.
A quantidade inferior de artigos sobre os trópicos pode estar relacionada com o fato de que a
maioria dos ambientes tropicais se encontram em países em desenvolvimento. Uma vez que o
conhecimento científico não é de patrimônio particular, geralmente as pesquisadas estão
condicionadas ao financiamento das instituições governamentais (May 1998) e a parcela de
verbas públicas destinadas ao desenvolvimento científico depende tanto da própria situação
econômica quanto das políticas de investimento de cada país. Por exemplo, apenas 12 países
desenvolvidos do mundo são responsáveis por 80% de todo investimento em pesquisa e
desenvolvimento (May 1998), indicando que os países desenvolvidos dispõem de muito mais
40
apoio financeiro para pesquisa do que os paises em desenvolvimento. Portanto, esse é um fator
que certamente contribui para o desequilíbrio da produção científica entre países desenvolvidos e
países em desenvolvimento, sendo que as publicações científicas são apenas um dos indicadores.
Os poucos artigos encontrados nas revistas aqui pesquisadas sobre plantas invasoras terrestres
em ambientes tropicais, não significam necessariamente que existam poucos estudos efetivos
sobre os trópicos. O que pode ser inferido é que os estudos não estejam formalizados em artigos
publicados nas revistas aqui analisadas. Portanto, apesar da existência de estudos sobre esse
tema (ver Instituto Hórus 2006; Pivello et al. 1999; Dislich et al. 2002), estes estão registrados
apenas em instituições de pesquisa ou em meios menos visíveis ou de menor penetração na
comunidade científica. A desvantagem em não se publicar um estudo é a menor divulgação das
informações através de um método amplamente utilizado pelos cientistas. Projetos de
conservação, planos de manejo, políticas ambientais – entre outros - precisam ser baseados em
dados científicos comprovados. Por esse motivo, geralmente os artigos científicos são utilizados
como base de dados.
A produção científica em revistas de grande distribuição e de alto impacto é um indicador dos
principais estudos desenvolvidos internacionalmente. A pequena proporção de artigos publicados
sobre os trópicos indica a carência de projeção mundial sobre esse assunto específico, além de
destacar a falta de uma massa de dados consistentes e organizados, o que permitiria o avanço na
compreensão do fenômeno. Do mesmo modo, acarreta em dificuldade de propor estratégias de
conservação efetivas para os ambientes tropicais afetados que necessitam de base teórica e
empírica sobre o agente de degradação nos seus locais de impacto.
A escassez de dados sobre os trópicos atinge todos os processos relacionados à invasão, desde a
fase de diagnóstico até a de solução de problemas, passando pela caracterização de espécies
invasoras, comunidades e habitats invadidos, bem como a previsão por meio de modelos.
A ecologia das plantas invasoras está se desenvolvendo rapidamente, mas baseada em dados
teóricos e empíricos que não englobam toda a diversidade do Planeta, tanto de ambientes como
de organismos. As desvantagens são muitas. Uma delas é a dificuldade em interpretar dados
comparativos entre ambientes tropicais e ambientes não tropicais, por causa da menor quantidade
41
de dados do primeiro. Portanto, apesar do avanço da ecologia de plantas invasoras, ainda é difícil
utilizar esse progresso nos ambientes tropicais, pois faltam informações baseadas nas diferenças
entre eles, isto é, específicas a esses ecossistemas. Por exemplo, a importante discussão sobre o
papel da diversidade do ambiente na sua vulnerabilidade à invasão poderia ser mais facilmente
esclarecida com mais estudos nos trópicos, pois são ambientes altamente diversos. Por enquanto,
não é possível medir a real diferença entre a suscetibilidade à invasão em ambientes tropicais e
temperados, pois erroneamente pode parecer que os ambientes tropicais são muito menos
invadidos, quando isso pode ser o resultado de um diagnóstico ainda muito inicial. Lonsdale
(1999) comparou o “Velho” e o “Novo Mundo”, analisando dados disponíveis sobre suscetibilidade
à invasão nessas duas regiões, baseado em listas de flora de 184 locais. Entre outras conclusões,
apontou que o Novo Mundo seria menos suscetível à invasão, mesmo concordando que havia
pouca informação sobre a América do Sul e Ásia. Novos dados sobre essas regiões podem abrir
discussões acerca desses resultados e sobre outras perguntas que continuam em aberto. O
grande contraste entre a grande quantidade de informações sobre Europa e América do Norte e a
escassa publicação sobre a América do Sul, Ásia e África pode levar a conclusões distorcidas
quando se comparam regiões mais ou menos invadidas e espécies exóticas mais ou menos
propensas à invasão.
Em mais um exemplo da falta de dados sobre os trópicos, Pyšek (1998) analisou a flora não nativa
de 26 regiões em diferentes partes do Planeta na tentativa de englobar diversos tipos de habitats,
com a intenção de detectar um padrão taxonômico das invasões biológicas por planta. Entretanto,
a América do Sul foi representada apenas pelo Chile e Argentina. O Brasil, maior país desse
continente, não foi pesquisado, por não dispor de uma lista completa sobre espécies não nativas:
um dos requisitos para fazer parte desse estudo.
São fundamentais as informações que possibilitam prever as invasões, pelo simples motivo de
permitirem a otimização dos esforços para o controle de invasoras (Mack 1996). Os modelos que
pretendem determinar o potencial de invasão necessitam de informações sobre espécies e
gêneros, que precisam ser alvos de estudos mais detalhados. Como esses dados ainda não estão
disponíveis para diversas espécies, é difícil fazer tal previsão (Goodwin et al. 1999). Outro aspecto
que carece de dados são as características dos ambientes suscetíveis à invasão. Os
42
ecossistemas diferem em sua suscetibilidade à invasão, assim como em suas respostas
ecológicas e evolutivas a essas invasões (Lonsdale 1999). Também são distintos em relação ao
histórico de perturbações antrópicas. Portanto, fica clara a necessidade de compreender essas
diferenças, pesquisando-se todos os ambientes de modo equilibrado.
Ainda há muito a ser respondido sobre as causas, conseqüências e controle de invasões
biológicas (Vermeij 1996). Entretanto, no caso de ecossistemas em ambientes temperados, a
corrida por essas respostas já se iniciou há muito tempo e gerou ampla produção científica. As
plantas invasoras nos trópicos aguardam a atenção mundial.
Apesar da discrepância na quantidade de produção científica sobre plantas invasoras em
ambientes não tropicais comparada à de ambientes tropicais, a biologia das invasões tem
englobado uma grande variedade de temas, cada vez mais avançados, ou seja, não se limitando
ao simples diagnóstico do processo. Mas ainda é preciso amadurecer as discussões, pois na
maioria dos artigos, as investigações empíricas se limitavam apenas às características da espécie
invasora ou às do ambiente invadido. Os estudos sobre invasões devem ser mais integradores,
considerando tanto a espécie quanto o ambiente. Um dos temas mais abordados pelos estudos
revisados sobre o poder de invasão foi a capacidade competitiva de exóticas e nativas. Quanto ao
ambiente, a disponibilidade de recursos foi apontada como importante variável para a
suscetibilidade a invasões. Uma vez que a competição pode ocorrer em diversos níveis de
organização e em processos ecológicos diferentes, tal como a utilização de recursos, a espécie
invasora e o ambiente invadido interagem bilateralmente para o sucesso ou não da invasão. Por
isso é necessário estudar o fenômeno das invasões de maneira mais ampla, considerando a
interdependência entre ambiente e as espécies que o compõem.
As características apontadas que incrementariam o poder de invasão de certas espécies exóticas
e os fatores que as influenciam não são exclusivas das espécies invasoras e se remetem à
dinâmica de populações em geral. Qualquer população tem sua permanência no ambiente
determinada pelo modo como utiliza os recursos disponíveis, pelo modo como se defende ou
sobrevive aos inimigos naturais (por exemplo os herbívoros) ou por suas adaptações ao ambiente
físico. O estudo do potencial de invasão deve ser desenvolvido à luz da Ecologia de Populações, e
43
não à parte dela. Percebe-se muitas vezes que as plantas invasoras são estudadas como
espécies excepcionais, com “regras” e padrões próprios. Isso é mais constante nos estudos que
focalizam a espécie, deixando de relacioná-la com seu habitat de origem, com o ambiente
invadido ou com a biota nativa invadida. O poder de invasão pode ser uma característica da
espécie, mas é preferível considerá-lo como um conjunto de características que só se configuram
como poder de invasão quando combinadas com ambientes que as favoreçam como tal. Como
afirmou Bazzaz (1986): “O colonizador e o colonizado são parceiros no processo”, referindo-se às
invasões por plantas e defendendo uma abordagem que leva em conta tanto o ambiente invadido
quanto a espécie invasora.
Uma abordagem que considera as espécies invasoras e o ambiente invadido é a hipótese da
liberação do inimigo (ERH, da sigla em inglês de enemy release hypothesis). O efeito da ação de
inimigos de espécies nativas e exóticas pode ser apontado como uma característica da
comunidade invadida e não apenas relacionado ao poder de invasão. Portanto é um fator que diz
respeito tanto ao poder de invasão de uma espécie quanto à resistência (e suscetibilidade) do
ambiente a invasões. Ou seja, pode ser visto como um mecanismo que afeta a competição entre
nativas e exóticas, a qual está ligada à resistência biótica (Levine et al. 2004). Mas essa hipótese
ainda divide pesquisadores e os que a refutam baseiam-se no fato de que as espécies exóticas
não são menos afetadas por inimigos do que as nativas, em um mesmo local (Colautti & MacIsaac
2004). A ERH é difícil de ser testada, pois para isso seria necessário determinar os impactos dos
herbívoros nativos nas plantas nativas, no nível populacional. A abundância das plantas raramente
é limitada pelos herbívoros nativos. Portanto é pouco provável que elas se beneficiem do escape
aos herbívoros (“inimigos”) quando são introduzidas em um ambiente exótico (Maron & Vilá 2001).
Experimentalmente, a ERH é evidenciada em alguns estudos (DeWalt et al. 2004) e não em outros
(Agrawal & Kotanen 2003). Enquanto a importância do controle dos inimigos no poder de invasão
não é totalmente esclarecida, é necessário não aceitar a ERH indiscriminadamente.
Outro tema freqüente nos artigos foi a capacidade de prever as invasões e os métodos mais
adequados para tanto. Entre os métodos propostos estão as listas de espécies invasoras em
potencial, que geralmente se baseiam em espécies que já possuem registros como invasoras em
outros locais ou em espécies que apresentam características de invasoras em seus habitats
44
nativos. As limitações dessa abordagem são várias: os indivíduos que invadem um local podem
não ser uma amostra representativa daquela espécie, pois há a variabilidade genética entre
indivíduos e populações. Ainda mais se fazem parte de linhagens selecionadas (por exemplo
espécies cultivadas como ornamentais) ou então se convivem há muito tempo com a biota
invadida, podendo ter evoluído por passarem pelas pressões evolutivas no novo local.
As listas em geral não consideram a heterogeneidade dos ambientes como um fator que interfere
no sucesso das invasões. O ambiente invadido usado como exemplo para uma lista pode diferir
dos ambientes ainda não invadidos e que utilizarão as listas para evitar as futuras invasões. Por
isso, uma espécie que invade determinado ambiente pode não se comportar como invasora em
outro ambiente diferente, pois as condições locais também interferem no sucesso da invasão.
Deste modo, dois tipos principais de erro podem ocorrer: listas de espécies invasoras em potencial
muito generalizadas e abrangentes e listas que ignoram espécies potencialmente invasoras que
ainda não foram introduzidas fora de seu local de origem. O mesmo risco existe na criação de
listas de espécies exóticas “permitidas”, isto é, espécies introduzidas e sem registros como
invasoras.
É importante destacar que há muita informação sobre invasões bem sucedidas, mas pouca sobre
invasões que falharam (Kowarik 1995). A maioria dos estudos não compara as exóticas
efetivamente invasoras com as exóticas que não obtiveram sucesso ou com as nativas mais
relacionadas, baseando-se em informações mais restritas às espécies invasoras. Essas
comparações trariam evidências sobre as características das plantas que realmente moldam seu
poder de invasão, principalmente porque também moldam sua capacidade competitiva. Entretanto,
reconhece-se a dificuldade de realizar tais estudos comparativos, pois é mais fácil reconhecer uma
invasão em desenvolvimento do que uma colonização por exóticas que não levará a uma invasão
bem sucedida. Provavelmente porque as exóticas só são percebidas como ameaça à biota nativa
quando atingem uma ampla distribuição e alta abundância. Isso também é uma desvantagem para
conservação, pois a detecção tardia dificulta o controle das invasoras e a contenção de seus
efeitos deletérios.
45
Investigar as características de invasores em potencial e de ambientes mais ou menos suscetíveis
a invasões é fundamental. Mas há uma variável imprevisível em termos ecológicos: a ação do ser
humano nas introduções de espécies exóticas. Portanto, deve ser considerada como fator
determinante para as invasões, além das próprias espécies invasoras e dos ambientes invadidos.
A maioria dos artigos ignorou a variável da interferência humana nas invasões. Grande parte das
espécies invasoras são espécies que foram introduzidas intencionalmente pelo ser humano para
fins comerciais, como ornamentação e cultivo de alimentos. Segundo Crosby (2003), elementos
históricos sobre a pré-história, a colonização das Américas e Oceania, as rotas de comércio - e
atualmente a globalização – podem ser a chave para explicar o que já ocorreu e auxiliar nas
medidas preventivas e de contenção.
Provavelmente, as introduções que começaram a ser documentadas remetem-se aos períodos de
comércio internacional entre Europa e Ásia e também na época da colonização das Américas.
Coletar dados sobre as regiões que agiram como doadoras de espécies, sobre as regiões que
foram invadidas e sobre as espécies exóticas que se tornaram invasoras em uma abordagem
biogeográfica facilita a construção do histórico das invasões. Essa retrospectiva é importante para
traçar o real diagnóstico em dimensão global, assim como para prever os padrões futuros. Em
especial, nas regiões que sofreram o processo de colonização, as invasões biológicas podem ter
se iniciado com o contato dos povos estrangeiros, pela oportunidade que se abriu: novas rotas
gigantescas de comércio, cujas viagens levavam acidentalmente ou não espécies para novos
locais além das introduções propositais, como as espécies de cultivo.
É preciso considerar que as causas das invasões provavelmente se alterarão no futuro, pois as
rotas de introdução (como o tráfego internacional de produtos de comércio) variam de acordo com
as pressões de mercado e com as políticas de cada país (Everett 2000). Um exemplo é a extrema
facilidade de compra e venda de sementes por meio do comércio eletrônico, fato que poucos
poderiam prever décadas atrás.
No meio das rotas de comércio e de interesses individuais, a legislação entra como ferramenta de
acordo para o controle de introduções indiscriminadas de espécies exóticas. Apesar das
dificuldades em propor leis que satisfaçam diferentes países e que, ao mesmo tempo, visem a
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precaução das invasões e que aliem interesses econômicos de espécies de interesse comercial, é
necessário criá-las e colocá-las em prática.
Conclusão
É crescente o número de publicações sobre o fenômeno da invasão, o que é reflexo de um maior
interesse por esse importante processo degradador. Nessa produção científica, os temas
abordados foram muito diversificados. Entretanto, foi observado um grande desequilíbrio nas
publicações sobre plantas invasoras nos diferentes ecossistemas: apenas uma parte muito
pequena de todos os artigos revisados se referia a estudos realizados em ambientes tropicais. A
grande parte dos estudos revisados tem como enfoque ecossistemas temperados, localizados em
países desenvolvidos. Esses países apresentam maior poder econômico e maior investimento em
pesquisa do que os países em desenvolvimento, nos quais os ambientes tropicais geralmente se
inserem. É necessário reverter esse quadro e estabelecer um número maior de pesquisas sobre
plantas invasoras nos ambientes tropicais. Eles são os ambientes mais biodiversos do mundo e
que sofrem as maiores ameaças a sua biodiversidade, e não têm recebido a devida atenção na
última década.
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ecosystem context. Trends in Ecology & Evolution 16, 454-459
67
Anexo 1: Lista de referências dos artigos teóricos e de estudos de caso analisados entre 1995 e
2004, classificados por revista, em seguida por ano e por primeiro autor.
Artigos de estudos de caso
Revista Referência
Biological Conservation Knops et al. 1995
Milberg & Lamont 1995
Briese 1996
Daehler & Strong 1996
Steenkamp & Chown 1996
Daehler 1998
Fensham & Cowie 1998
Gremmen et al. 1998
Rice & Toney 1998
Fairfax & Fensham 2000
Zalba et al. 2000
Frenot et al. 2001
Harrison et al. 2001
Lenz & Taylor 2001
Leslie & Spotila 2001
Lindenmayer & McCarthy 2001
Toft et al. 2001
Vilá & Pujadas 2001
Pyšek et al. 2002
Stout et al. 2002
Graves & Shapiro 2003
Lake & Leishman 2004
Biological Invasions Blossey & Notzold 1999
Brooks 1999
Drayton & Primack 1999
Ehrenfeld 1999
Grevstad 1999
Kourtev et al. 1999
Lavergne et al. 1999
Martin 1999
Molofsky et al. 1999
Nuzzo 1999
Orson 1999
68
Artigos de estudos de caso
Revista Referência
Silander & Klepeis 1999
Windham 1999
Almasi 2000
Alpert & Maron 2000
Case & Crawley 2000
Daehler & Carino 2000
Grice et al. 2000
Leppäkoski & Olenin 2000
Williams & Baruch 2000
D'Antonio et al. 2001
de Wit et al. 2001a
Greenberg et al. 2001
Biological Invasions Lockwood et al. 2001
Panetta & Sparkes 2001
Parker 2001
Silveri et al. 2001
Stohlgren et al. 2001
Bond et al. 2002
Chaneton et al. 2002
Claridge & Franklin 2002
Cordell et al. 2002
Dangles et al. 2002
Dietz 2002
Greimler et al. 2002
Harrison et al. 2002
Holmgren 2002
Marco et al. 2002
Merriam & Feil 2002
Morales & Aizen 2002
Paul Shadel & Molofsky 2002
Rouget et al. 2002
Simberloff et al. 2002
Zalba & Villamil 2002
Hahn 2003
Herrera & Dudley 2003
Hurka et al. 2003
Kolb & Alpert 2003
69
Artigos de estudos de caso
Revista Referência
Kriticos et al. 2003
Pyšek & Prach 2003
Starfinger et al. 2003
Török et al. 2003
Ayres et al. 2004
Barton et al. 2004
Beckstead & Augspurger 2004
Brandon et al. 2004
Cassidy et al. 2004
Dietz et al. 2004
Ellison & Barreto 2004
Green et al. 2004
Hager 2004
Howard et al. 2004
Kellogg & Bridgham 2004
Kotanen 2004
McKinney 2004
Nagel et al. 2004
Ogle et al. 2004
Raffaele 2004
Silva & Smith 2004
Standish et al. 2004
Ecology Robinson et al. 1995
Burke & Grime 1996
Thebaud et al. 1996
Tilman 1997
Davis et al. 1998
Vilá & D'Antonio 1998
Wiser et al. 1998
Callaway et al. 1999
Marler et al. 1999
D'Antonio et al. 2001
Brown et al. 2002
Kourtev et al. 2002
Lambrinos 2002
Parshall 2002
Beckstead & Parker 2003
70
Artigos de estudos de caso
Revista Referência
Brändle et al. 2003
Brown & Peet 2003
Buckley et al. 2003
Callaway et al. 2003
Siemann & Rogers 2003b
Thompson & Townsend 2003
van Kleunen & Schmid 2003
Callaway et al. 2004
Corbin & D'Antonio 2004
DeWalt et al. 2004
Maron et al. 2004
Nagel et al. 2004
Rand & Loud 2004
Taylor et al. 2004
Ecology Letters Crawley et al. 1999
Knops et al. 1999
Prieur-Richard et al. 2000
Willis et al. 2000
Callaway et al. 2001
Davis & Pelsor 2001
Lyons & Schwartz 2001
Fagan et al. 2002
Agrawal & Kotanen 2003
Reinhart et al. 2003
Bossdorf et al. 2004
Cleland et al. 2004
Meiners et al. 2004
Vivanco et al. 2004
Wolfe et al. 2004
Yurkonis & Meiners 2004
Journal of Ecology Blossey & Notzold 1999
Golubov et al. 1999
Meyer & Schmid 1999
Wilson et al. 2000
Kolb et al. 2002
Booth et al. 2003
Figueroa et al. 2003
71
Artigos de estudos de caso
Revista Referência
Siemann & Rogers 2003a
Davis et al. 2004
Dullinger et al. 2004
MacDougall & Turkington 2004
Journal of Tropical Ecology Klink 1996
O'Connor et al. 2000
Rogers & Hartemink 2000
Seghieri & Simier 2002
Cordeiro et al. 2004
Mandon-Dalger et al. 2004
Oikos Pyšek 1998
Callaway et al. 2000
Naeem et al. 2000
Levine 2001
Smith & Knapp 2001
Foster et al. 2002
Prieur-Richard et al. 2002
Sessions & Kelly 2002
Troumbis et al. 2002
Brown & Fridley 2003
Stampe & Daehler 2003
Weltzin et al. 2003
Bellingham et al. 2004
Bruno et al. 2004
Cappuccino 2004
Smith et al. 2004
Von Holle & Simberloff 2004
Artigos Teóricos
Revista Referência
Biological Conservation Hastings 1996
Mack 1996
Parker & Kareiva 1996
Rejmánek 1996
Vermeij 1996
72
Artigos Teóricos
Revista Referência
Williamson & Fitter 1996a
Huxel 1999
Biological Invasions Parker et al. 1999
Sher & Hyatt 1999
Simberloff & Von Holle 1999
Smith et al. 1999
Mack 2000
Vilá et al. 2000
Heger & Trepl 2003
Kowarik 2003
Simberloff 2003
Barlow & Kean 2004
Lundholm & Larson 2004
Pauchard et al. 2004
Simberloff & Gibbons 2004
Vilá et al. 2004
Ecology Carlton 1996
Higgins et al. 1996
Kareiva 1996
Kareiva et al. 1996
Kot et al. 1996
Rejmánek & Richardson 1996
Williamson & Fitter 1996b
Lonsdale 1999
Neubert & Caswell 2000
Byers & Noonburg 2003
Snyder 2003
Fridley et al. 2004
Lambrinos 2004
Powell & Zimmermann 2004
Steiner & Leibold 2004
Ecology Letters Kean & Barlow 2000
Miki & Kondoh 2002
Colautti et al. 2004
Levine et al. 2004
Journal of Ecology Davis et al. 2000
73
Artigos Teóricos
Revista Referência
Hierro et al. 2004
Journal of Tropical Ecology Fine 2002
Oikos Levine & D'Antonio 1999
Maron & Vilá 2001
Moore et al. 2001
Wardle 2001
Byers 2002
Crooks 2002
Vilá & Weiner 2004
Trends in Ecology and Evolution Mack & D'Antonio 1998
Richard & Dean 1998
Dukes & Mooney 1999
Everett 2000
Myers et al. 2000a
Kolar & Lodge 2001
Simberloff 2001
Zavaleta et al. 2001
D'Antonio & Kark 2002
Ghazoul 2002
Hanfling & Kollmann 2002
Keane & Crawley 2002
Lee 2002
Shea & Chesson 2002
Gurevitch & Padilla 2004b
Gurevitch & Padilla 2004c
Muller-Scharer et al. 2004
Ricciardi 2004
74
Capítulo 2: Abundância de sementes da palmeira invasora Archontophoenix cf. cunninghamiana na
chuva e banco de sementes em um fragmento florestal em São Paulo, SP.
Abstract
The exotic palm Archontophoenix cf. cunninghamiana invaded a small forest fragment in São
Paulo (São Paulo, Brazil). The abundance of this species in the seed rain and seed bank were
investigated. The results indicate that this species may form a seasonal seed bank in the soil and
that the seed dispersal is effective in the community. The success of the invasion by this exotic
palm can be attributed to its high dispersal ability and to the community high invasibility due to the
isolation of the forest fragment.
Resumo
As palmeiras da espécie Archontophoenix cf. cunninghamiana são invasoras em um pequeno
fragmento florestal na região metropolitana da cidade de São Paulo (SP). Este trabalho investigou
a abundância das sementes dessa espécie na chuva e no banco de sementes nesse local. Foram
coletadas cinqüenta amostras de solo e de sementes da chuva de sementes em doze coletas
mensais. Os resultados indicam que a dispersão de sementes dessa espécie invasora é efetiva na
mata e que há a possibilidade dessa espécie formar um banco de sementes sazonal. Portanto, o
sucesso da invasão poderia ser explicado pela capacidade de dispersão dessa espécie na mata,
assim como por outras características da espécie e pela baixa resistência à invasão da
comunidade neste fragmento.
75
Introdução
Plantas invasoras podem ser definidas como as plantas exóticas que são introduzidas em um
novo habitat, através da intervenção humana (intencional ou não) e que, a partir da introdução
disseminam-se e se tornam abundantes, gerando descendentes reprodutivos (geralmente em
número elevado) que mantém populações durante muitos ciclos de vida, independentemente da
intervenção posterior do ser humano; além disso, causam efeitos nocivos à biota nativa em seu
novo habitat (Kolar & Lodge 2001; Mack 1996; Richardson et al. 2000).
As invasões biológicas são apontadas como um dos maiores agentes degradadores da
biodiversidade, conjuntamente à perda e fragmentação de habitats naturais (Novacek & Cleland
2001; Sheil 2001; Wilcove et al. 1998).
Os impactos das plantas invasoras são de diversas naturezas e escalas, tais como a alteração da
riqueza de espécies e do regime de perturbações e a interação genética com espécies nativas
(Crooks 2002; D'Antonio & Kark 2002; Mack & D'Antonio 1998; Mack 2000; Zalba et al. 2000). O
impacto pode ocorrer em diversos níveis, como o nível dos indivíduos, da população, da
comunidade e do ecossistema. Um exemplo de impacto no nível populacional é a competição com
espécies nativas; no nível da comunidade, o efeito na riqueza de espécies (Parker et al. 1999).
Apesar de crescente preocupação com esse fenômeno, ele é um problema de difícil solução, pois
envolve monitoramento e controle da introdução de espécies exóticas, além de ser diretamente
afetado pelas atividades humanas ao redor do mundo. A complexidade deste problema é devido a
sua relação com interesses econômicos e questões políticas contrárias ao controle da introdução
e da disseminação de espécies exóticas (Pimentel 2002).
A fim de compreender as invasões biológicas, diversos estudos são direcionados para o
conhecimento das características das espécies invasoras que poderiam contribuir para seu
potencial de colonização e disseminação abundante em novos habitats (Williamson & Fitter 1996;
Rejmánek & Richardson 1996). Entre as características apontadas como responsáveis pelo poder
de invasão de plantas estão a produção e a dispersão de sementes, uma vez que os diásporos
76
são agentes de colonização das plantas (Rejmánek et al. 2004). Assim, estuda-se a massa de
sementes, a produção bruta no tempo e no espaço, a dispersão de sementes - entre outras
características – a fim de estabelecer a relação entre elas e a capacidade de invasão de
determinadas plantas exóticas (Rejmánek & Richardson 1996).
A pressão de propágulo é a quantidade de sementes de uma espécie que estão disponíveis em
um ambiente, isto é, a quantidade de sementes que chega a um determinado local (Williamson &
Fitter 1996). A maioria dos modelos sobre disseminação de espécies invasoras é fortemente
baseada na pressão de propágulo, pois esse processo relaciona-se a diversas etapas da invasão
(Colautti & MacIsaac 2004). A começar pela própria chegada de propágulos de espécies exóticas,
que é o inicio em potencial de uma invasão. Além disso, algumas populações invasoras já
estabelecidas contam com a contribuição de novos propágulos, advindos de diferentes focos de
invasão (Moody & Mack 1988).
Embora a pressão de propágulo seja um fator determinante para o poder de invasão, as fases
posteriores à chegada das sementes - ou seja, a germinação e a sobrevivência das plântulas - são
igualmente importantes no sucesso do estabelecimento e disseminação de populações de
espécies invasoras. Portanto, é necessário compreender que uma invasão bem sucedida envolve
a combinação de diversas características das invasoras, tais como: alta pressão de propágulo; alta
densidade de indivíduos adultos reprodutivos; alta produção de sementes em grandes intervalos
do ano e em todos os anos, dispersão a longas distâncias facilitada por animais efetivamente
dispersores (Cordeiro et al. 2004) e formação de banco de sementes persistente (Rogers &
Hartemink 2000).
Em alguns casos, espécie invasoras são dominantes no banco de sementes (Rogers & Hartemink
2000). Isso confere maior capacidade competitiva na regeneração desta espécie em relação a
outras espécies da comunidade. A abundância e persistência de sementes no banco de sementes
do solo estão relacionadas tanto à quantidade de adultos reprodutivos, à produção de sementes e
à sua dispersão quanto a características fisiológicas das sementes. Por isso, não pode ser
analisada como um fator isolado.
77
Plantas exóticas perenes cujos padrões fenológicos proporcionam a permanência da população
em diferentes épocas do ano apresentam vantagens para que se mantenham presentes em
ambientes sob forte perturbação antrópica, como por exemplo após a retirada de vegetação nativa
(Seghieri & Simier 2002).
A distribuição das sementes em uma comunidade é um fator determinante do que ocorrerá na
dinâmica futura das populações (Howe & Miriti 2000). Portanto, o estudo da dispersão de
sementes de plantas invasoras pode ser uma ferramenta importante na compreensão de como
esses processos colaboram para o potencial invasor de uma espécie. Para tanto, a chuva de
sementes, que é o padrão de queda de sementes de uma comunidade (Wang & Smith 2002) e o
banco de sementes, que são as sementes viáveis presentes no solo (Garwood 1989), são
fundamentais na compreensão das estratégias de regeneração da população invasora.
Mas torna-se necessário estudar as características da espécie invasora não isoladamente, e sim
de forma combinada às características do ambiente invadido. A priori, não há ambiente livre do
risco de invasões; o que pode haver são graus diferentes de vulnerabilidade à invasão. Diversos
fatores são apontados como contribuintes para a suscetibilidade de um ambiente a invasões, entre
eles estão as perturbações, a disponibilidade de nutrientes, baixa taxa de recuperação das
espécies nativas e a fragmentação dos habitats (Rejmánek et al. 2004).
A perda de habitats naturais por causa de atividades humanas como a urbanização, a agricultura e
a extração de recursos tem causado a crescente fragmentação dos ecossistemas naturais (Harper
et al. 2005). A fragmentação causa grandes alterações no ambiente, tais como o isolamento dos
fragmentos remanescentes e o aparecimento de efeitos de borda nos fragmentos. São várias as
conseqüências negativas, entre elas estão a diminuição do fluxo de pólen e de sementes e a
facilitação do acesso de indivíduos exóticos (adultos ou na forma de propágulos), que podem
causar a perda de biodiversidade (Brokaw 1998; Harper et al. 2005; Saunders 1991). Em florestas
tropicais, a fragmentação tem sido fortemente associada à perda de diversidade biológica (Turner
1996).
Um dos resultados da fragmentação é o aparecimento de bordas nos fragmentos. A borda é
definida como o limite entre fragmentos que diferem qualitativamente entre si (Ries & Risk 2004).
78
Diversas espécies apresentam respostas diferentes às bordas do habitat, tais como o aumento ou
diminuição de sua abundância. Tais respostas dependem das alterações bióticas e abióticas
relacionadas à presença de borda, além da vulnerabilidade diferenciada de cada espécie exposta
aos efeitos de borda (Murcia 1995;Ries & Risk 2004). Um exemplo de alteração abiótica é a
disponibilidade de recursos e um exemplo de alteração biótica pode ser a presença ou não de
predadores (Ries & Risk 2004). Mudanças do microclima a partir de borda em direção ao interior
de um fragmento podem determinar um gradiente de qualidade de habitat (Murcia 1995).
Ultimamente, os efeitos da borda têm sido relacionados à degradação do ambiente fragmentado,
por causarem perturbações físicas na vegetação e no solo, mudanças no gradiente de luz, vento e
umidade (Harper et al. 2005). A estrutura da borda afeta essencialmente a intensidade e tipos de
efeitos de borda que ocorrerão no fragmento (Harper et al. 2005). O tipo de ocupação do solo no
entorno dos fragmentos também é um fator importante na determinação da influência da borda na
comunidade. A presença de bordas pode ser uma via para a entrada de espécies exóticas na
comunidade, sendo que uma parte delas pode se tornar invasora.
O objetivo geral deste trabalho foi analisar a abundância das sementes de uma espécie de
palmeira exótica que se tornou invasora em um fragmento de floresta na cidade de São Paulo, por
meio da análise das sementes da chuva e do banco de sementes. Os objetivos específicos foram:
quantificar as sementes da palmeira exótica Archontophoenix cf. cunninghamiana na chuva de
sementes e no banco de sementes do solo, relacionar esses dados com a presença de adultos,
relacionar a quantidade de sementes desta espécie com diferentes faixas de distâncias em
relação à borda da mata, a fim de testar efeitos de borda. Um objetivo complementar foi
caracterizar a chuva de sementes da comunidade.
79
Materiais e Métodos
Área de estudo
Este trabalho foi realizado na Reserva Florestal da Cidade Universitária “Armando de Salles
Oliveira” (CUASO), inserida no campus da Universidade de São Paulo (Universidade de São
Paulo 2005), no município de São Paulo, SP. Suas coordenadas são 23º33’44” e 23º34’02” S,
46º43’38” e 46º43’49” W. A Reserva ocupa 102100 m2, em altitudes entre 730 e 775 m (figura 1).
A Reserva Florestal da CUASO está situada em um terreno em desnível de 30 metros (de 735 a
765 metros); no fundo deste vale há um riacho, que se estende na direção sul a norte, cuja
quantidade de água é bem inconstante (Rossi 1987).
A área pertence à bacia de São Paulo, caracterizada por depósito do Terciário e Quaternário (Joly
1950). O solo é essencialmente argiloso, ácido, pobre em nutrientes, com altos teores de alumínio
e capacidade de campo de 40,4g/100ml de solo (Varanda 1997).
Figura 1. Localização da Reserva Florestal da Cidade Universitária “Armando de Salles Oliveira” (CUASO), São Paulo, SP. A: parte da zona urbana do município de São Paulo, em cinza; B: topografia e limites da Reserva da CUASO. Extraído de Rossi (1994).
Nm
Brasil
riacho
80
Para esta região, os dados climáticos disponíveis mais atualizados são os do Departamento de
Água e Energia Elétrica (DAEE) (figura 2), indicando um clima do tipo Cwa, segundo a
classificação de Köppen (1948), isto é, temperado chuvoso com precipitação média anual de 1207
mm. As temperaturas médias mensais oscilam entre 14º C (junho) e 23º C (fevereiro). As
precipitações médias mensais vão de 230 mm (janeiro) a 40 mm (agosto) (figura 2) (Gorresio-
Roizman 1993).
A Universidade de São Paulo foi criada em 1934, pelo decreto estadual nº 6.283, de 25 de janeiro
de 1934, por decisão do então governador de São Paulo, Armando de Salles Oliveira (Campos
2004) e perfaz aproximadamente 4.700.000 m² (Universidade de São Paulo 2005). Essa região
fazia parte da Fazenda Butantã, que foi adquirida pelo governo do estado de São Paulo no início
do século 20, para acomodar cavalos que estariam envolvidos na elaboração de soros para o
recém criado Instituto Serumtherapico, atual Instituto Butantã (Dislich 2002). Não é possível
estabelecer com precisão a paisagem original onde hoje se estabelece a CUASO. Entretanto, com
base em documentos históricos, pode-se supor que, nos meados do século 19, a região era
predominantemente pastagem, com a presença de ilhas de mata. A transição entre a paisagem
Figura 2. Diagrama climático de Walter & Lieth (A) e balanço hídrico (B) no período de janeiro de 1975 a dezembro de 1990, relativos à Estação Meteorológica da Cidade Universitária (23°34'S, 46°44'W, 795m de altitude, São Paulo), no período de janeiro de 1975 a dezembro de 1990. P: precipitação pluviométrica média mensal; EP: evapotranspiração potencial; ER: evapotranspiração real. Dados obtidos do Departamento de Água e Energia Elétrica (D.A.E.E.). Extraídos de Gorresio-Roizman (1993)
81
rural e urbana ocorreu de forma drástica – principalmente nos últimos quarenta anos - como
conseqüência da diminuição de áreas florestadas, da construção de prédios e do estabelecimento
de áreas ajardinadas (Dislich 2002). Atualmente, a Reserva Florestal da CUASO está inserida em
uma matriz urbana, ou seja, na região metropolitana da cidade de São Paulo, onde restam
pouquíssimos fragmentos florestais (figura 3).
Figura 3. Fotografias aéreas da Reserva Florestal da Cidade Universitária “Armando de Salles Oliveira” (CUASO), São Paulo, SP, evidenciando A: matriz urbana. B: a Reserva da CUASO em verde escuro, ao centro-direita (Google Inc. 2005).
82
A mata da Reserva é altamente isolada, pois está distante e desconectada dos outros fragmentos
da região, tais como o Parque Alfredo Volpi, Parque Previdência e, mais distante ainda, o Parque
Estadual da Serra da Cantareira.
Em 1973, esse fragmento florestal do campus foi transformado em “Reserva de Preservação
Permanente para Estudos dos Corpos Docente e Discente do Instituto de Biociências da
Universidade de São Paulo”, através da portaria nº 81 (4/5/1973), assinada pelo reitor da época, o
Dr. Miguel Reale. Em agosto de 1979, foi cercada e fechada por tela de arame (Rossi 1994).
A região onde se estabelece a Reserva Florestal da CUASO pode ser considerada transicional
entre as florestas da encosta da Serra do Mar e as florestas do interior do estado de São Paulo,
isto é, ecotonal entre florestas ombrófilas densas e florestas estacionais semideciduais,
respectivamente (Dislich 2002). Outros autores relacionam as características da flora da Reserva
com a vegetação de Mata Atlântica, além de proporem semelhanças com florestas de regiões
montanhosas do estado de São Paulo (Meguro et al. 1979;Rossi 1987;Varanda 1997).
Em 1950, Joly publicou um estudo fitogeográfico, que é um dos primeiros trabalhos sobre
vegetação da Cidade Universitária e certamente o primeiro específico sobre ela. Nesse trabalho,
descreve a vegetação dos “campos de Butantã”, onde definitivamente se estabeleceria o campus
da Universidade de São Paulo, isto é, a atual CUASO. Joly (1950) supôs que a área da fazenda
compunha-se basicamente de pastagens, formadas a partir de desflorestamentos e posterior
cultivo de gramíneas. Determinou ambientes como campo, brejo e baixada para designar os
habitats daquela região, sem contudo avaliar o fragmento de mata. Seu objetivo foi caracterizar
essa antiga fazenda, mas omitiu-se “de uma pequena mata natural, destinada ao futuro Jardim
Botânico” – provavelmente a atual Reserva Florestal da CUASO - a qual ele pretendia estudar
depois. Infelizmente, esse levantamento florístico da mata nunca foi realizado por ele.
Varanda (1997) descreveu a mata como “constituída principalmente por vegetação arbórea, com
estrato arbustivo pouco denso, sendo comum a presença de lianas e epífitas; o estrato arbóreo é
constituído por árvores de 15 a 20 metros de altura”. Com base na literatura sobre o histórico da
vegetação do Estado, a autora propôs duas hipóteses sobre o que haveria ocorrido na mata do
Butantã até então, pois havia poucos dados específicos sobre a Reserva, principalmente sobre as
83
perturbações sofridas. A primeira hipótese é que teria aparecido uma mata secundária junto à
nascente, após a destruição da mata original. A segunda é que a mata foi conservada,
provavelmente por ser um costume na época de deixar a vegetação junto a nascentes, mesmo
quando se desmatava ao redor. Mas ela não conclui qual teria sido o fato mais provável, por falta
de dados para uma explicação definitiva, assumindo que ambas hipóteses são viáveis.
O primeiro levantamento florístico da mata da Reserva Florestal da CUASO foi realizado por Rossi
(1994), no qual foram reconhecidas 119 espécies de árvores e arbustos, pertencentes a 34
famílias e 83 gêneros de angiospermas. A família com maior número de espécies foi
Leguminosae. Encontrou tanto espécies nativas quanto exóticas. Nesse trabalho, elaborou uma
chave de identificação para essas espécies. A autora caracterizou a mata de acordo com os
estratos, sendo que no estrato superior observou indivíduos de Alchornea sidifolia, Cedrela fissilis,
e Piptadenia gonoacantha, entre outras espécies. Propôs que a mata da Reserva teria sofrido
grande interferência, pois apresentava um número de espécies arbóreas menor quando
comparada com matas próximas, por exemplo, a mata da serra da Cantareira; além disso, a
presença de espécies como Cecropia cinerea e Ocotea puberula seria um indicador de
interferência humana. Pela comparação com outras matas brasileiras, indica que a mata talvez
estivesse em estádio secundário de sucessão.
Mais recentemente, Dislich (2002) elaborou um amplo estudo sobre a vegetação da mata da
Reserva Florestal da CUASO, onde observou que a diversidade de espécies é mais baixa do que
em outras regiões mais próximas. Alerta para a presença de populações muito pequenas de
espécies tardias nativas, o que pode limitar a capacidade de regeneração da mata. Ele aponta que
a estrutura atual da vegetação é influenciada tanto pelos efeitos de borda e idade sucessional das
diferentes áreas da mata, quanto por outros fatores ambientais, como tipo de solo, declividade,
orientação da vertente e distância do riacho. Para ele, o maior problema para a conservação é a
presença de espécies exóticas, principalmente a palmeira australiana invasora Archontophoenix
cunninghamiana, cuja invasão é analisada no mesmo trabalho e em Dislich et al. (2002).
84
Espécie estudada
O nome do gênero Archontophoenix deriva do grego archon, que significa rei e phoenix, palmeira.
A sua hierarquia taxonômica é a seguinte (USDA et al. 2005):
Família: Arecaceae; subfamília: Arecoideae; tribo: Arecaceae; subtribo:
Archontophoenicinae; gênero: Archontophoenix H. Wendl. & Drude
O gênero Archontophoenix apresenta seis espécies: A. maxima, A. myolensis, A. purpurea, A.
tuckeri, A. cunninghamiana e A. alexandrae, sendo todas endêmicas do leste da Austrália. A
distribuição desse gênero se estende desde a península tropical de Cape York (Queensland) até o
sul temperado de New South Wales, na Austrália, ou seja, à costa leste do país (Dowe & Hodel
1994).
Na literatura, as espécies do gênero Archontophoenix em seu ambiente natural (Austrália) são
descritas como adaptadas aos climas tropicais ou subtropicais, mas também habitam locais
temperados quentes (PACSOA 2005; Dowe & Hodel 1994). Sua distribuição predominante ocorre
em ambientes litorâneos, sendo encontradas em locais alagadiços ou úmidos, próximas ou até
mesmo dentro de riachos. Crescem preferencialmente na sombra, mas também se desenvolvem
em condições de pleno sol, contanto que a água não seja um fator limitante. O crescimento é
rápido, isto é, de 0,33 a 1 metro por ano. As sementes frescas germinam rapidamente, em um a
três meses e desenvolvem-se rapidamente se a água for abundante e a temperatura quente
(PACSOA 2005).
Na Nova Zelândia, A. cunninghamiana começou a ser introduzida no final do século 19, sendo
encontrada em diversos ambientes naturais e apresentando características de uma invasora
agressiva em potencial (Cameron 2000). Segundo Ewen K. Cameron (Auckland Museum, Nova
Zelândia, comunicação pessoal em julho de 2005) três características fazem da espécie uma
ameaça para a biodiversidade: crescimento rápido, frutos atrativos e facilmente dispersos por
várias espécies de aves e sua similaridade com uma palmeira nativa (Rhopalostlis sapida, da
mesma subtribo de Archontophoenix). Timmins & Braithwaite (2002) também apontam a espécie
como possível invasora das Ilhas Hauraki, na Nova Zelândia.
85
No Havaí, a espécie A. alexandrae é amplamente cultivada, tendo escapado às plantações e se
naturalizado em diversos ambientes. É indicada como invasora em potencial, principalmente em
ambientes vulneráveis, já invadidos por outras espécies (Starr et al. 2003).
No Brasil, tanto a espécie A. cunninghamiana como A. alexandrae são amplamente utilizadas
como ornamentais, sendo freqüentemente sugeridas para esse fim (Lorenzi et al. 1996). Desde
aproximadamente 1990, também são cultivadas como alternativas à produção do palmito
tradicional (Euterpe edulis), sendo consideradas de fácil cultivo, com rápido crescimento (Bovi et
al. 2001) e com algumas vantagens econômicas, tal como a maior taxa de sobrevivência do que
Euterpe edulis (Bovi et al. 2004).
As características das espécies A. cunninghamiana e A. alexandrae, conforme descrição em seu
habitat nativo, podem ser resumidas na tabela 1.
Tabela 1: Características das espécies A. cunninghamiana e A. alexandrae, conforme descrição em seus habitats nativos (Dowe & Hodel 1994). Características exclusivas a apenas uma das espécies estão sublinhadas, enquanto que as características comuns às duas espécies não estão sublinhadas.
Tronco Até 30 metros de altura
Até 30 centímetros DAP
Verde a cinza
Liso na porção distal, tornando-se fissurado com a idade
Folhas De 9 a 12 folhas na base
Até 4,5 metros de comprimento
Arqueadas, com torção lateral moderada a proeminente
De 70 a 90 pinas por lado
Bainha de 70 a 140 centímetros de comprimento, afunilada em direção ao ápice. Púrpura, marrom ou verde-escuro (A. cunninghamiana) ou verde-claro ou médio (A. alexandrae)
Pecíolo com até 50 centímetros de comprimento, até 5 centímetros de largura, côncavo acima e convexo abaixo
Inflorescência De 50 a 150 centímetros de comprimento e 50 a 60 centímetros de largura
Flores Estaminadas ou pistiladas
De 5 a 6 mm (A. cunninghamiana) ou de 6 a 9,5 mm (A. alexandrae) de comprimento por até 4 mm de largura
Lilases ou púrpuras (A. cunninghamiana) ou brancas ou beges (A. alexandrae)
Frutos Ovóides ou globosos
Uma semente por fruto
De 8 a 15 cm de comprimento
Vermelhos quando maduros
Sementes Germinação adjacente ligular
Endosperma ruminado
Fenologia A floração e frutificação ocorrem durante todo o ano
86
Nos ambientes brasileiros, descreve-se que a espécie A. cunninghamiana tolera clima temperado
(com inverno moderado). Podem crescer sob luz do sol direta; frutificam durante os meses da
primavera; suas sementes germinam em torno de 2 meses a 2 meses e meio (Lorenzi et al. 1996).
Archonthophoenix na Reserva Florestal da CUASO
A palmeira Archontophoenix cf. cunninghamiana (figura 4) não foi citada em estudos mais antigos
sobre o campus, mesmo naqueles específicos sobre a vegetação, por exemplo em Joly (1950).
Uma hipótese é a de que a palmeira só tenha sido introduzida como ornamental após a década de
50. O processo de invasão biológica por esta espécie na Reserva Florestal da CUASO só
começou a ser documentado recentemente. Dislich (2002) e Dislich et al. 2002 relataram a
invasão biológica por Archontophoenix cunninghamiana na mata da Reserva Florestal da CUASO
através da descrição de padrões espaciais, estrutura de tamanhos e aspectos dinâmicos. Foi
detectada uma alta taxa de crescimento populacional (19,4 % ao ano, DAP � 9,5 cm) e alta taxa
Figura 4. Aspecto de indivíduos de Archontophoenix cf. cunninghamiana, plantados nos jardins do Instituto de Biociências, na Cidade Universitária “Armando de Salles Oliveira” (CUASO), São Paulo, SP.
87
de recrutamento (19,7% ao ano). Essas taxas, analisadas juntamente com a grande densidade
desta espécie na mata são um indicador da invasão biológica e um alerta para seus efeitos
deletérios na biota nativa.
Levantamentos anteriores sobre a vegetação da Reserva Florestal da CUASO citaram a
ocorrência de palmeiras somente da espécie Archontophoenix cunninghamiana (Rossi
1987;Dislich 2002) e não citaram a presença de Archontophoenix alexandrae. Recentemente,
Mendonça (2004) descreveu a presença tanto de Archontophoenix cunninghamiana quanto de
Archontophoenix alexandrae nas áreas externas ajardinadas do campus da CUASO e externas à
Reserva. Portanto, é possível que também haja indivíduos da espécie A. alexandrae na Reserva
Florestal da CUASO, além de híbridos entre as duas espécies. A hibridização entre essas
espécies já foi descrita por Lorenzi et al. (1996) em ambientes brasileiros. Em campo, não foi
possível distinguir entre as espécies A. cunninghamiana e A. alexandrae, pois elas são muitos
semelhantes, tanto em aparência quanto no tamanho (PACSOA 2005), sendo que as diferenças
são sutis e algumas delas se referem às flores e frutos (Dowe & Hodel 1994), características que
só podem ser comparadas na presença destes elementos (tabela 1). Portanto, neste trabalho,
quando houver a impossibilidade em se distinguir os indivíduos entre essas duas espécies, a
palmeira será denominada Archontophoenix cf. cunninghamiana.
Ao longo do capítulo, será adotado o termo “sementes”. Na realidade, refere-se aos diásporos, ou
seja, às sementes e/ou frutos viáveis da palmeira e das outras espécies estudadas. Mas semente
é um termo amplamente utilizado e de fácil entendimento, por isso foi escolhido.
88
Coleta de dados
Uma vez que o fragmento estudado é transversalmente cortado por um riacho, que o “divide” em
dois “lados”, esses “lados” serão aqui denominados como lado A e lado B (figura 5). Em cada lado,
foi delimitada uma parcela de 100m por 60m. Cinqüenta pontos de coleta foram determinados,
tendo sido 25 pontos colocados em cada uma dessas parcelas (figura 5). Os pontos foram
dispostos de modo sistemático, isto é, distantes 10 m entre si, ao longo de linhas paralelas (linhas
1 a 5, na figura 5) de 20 metros de distância (figura 5).
Cada ponto possuía um coletor de diásporos para a chuva de sementes e um espaço delimitado
para a coleta de solo, destinado à análise do banco de sementes do solo. O coletor para a chuva
de sementes e o coletor para amostras de solo distavam 3 metros entre si. Para a chuva de
sementes, cada ponto constou de um coletor de 0,5 m2, confeccionado com fio de náilon de trama
de 1mm (figura 6), e localizado a 1m de altura em relação à superfície do solo. O material
depositado em cada coletor foi retirado mensalmente, totalizando um ano de coletas.
Figura 5. Disposição dos pontos de coleta na Reserva da CUASO. A: Esquema geral; a linha vermelha delimita as duas parcelas de coleta nos lados A e B da Reserva. B: Detalhe dos pontos de coleta em cada área de coleta (as linhas vermelhas retas são apenas ilustrativas, pois em campo elas acompanhavam a curvatura da borda da Reserva). Quadrados de cores diferentes determinam diferentes distâncias em relação à borda da Reserva, cujos valores estão em negrito e itálico. Os nomes em vermelho e negrito são as faixas de distâncias em relação à borda.
10 m
20 m
10 m 20 m 30 m 40 m 50 m
Bor
da B
orda
Ria
cho
10 m 20 m 30 m 40 m 50 m
Lado A Lado B
A10 A20 A30 A40 A50 B50 B40 B30 B20 B10
1
2
3
4
5
1
2
3
4
5
89
As sementes coletadas da chuva de sementes foram secas à temperatura constante de 60º C, em
estufa. Foram posteriormente separadas dos demais detritos que também caíam nos coletores.
Somente foram consideradas as sementes íntegras e não imaturas para a análise. Essas
sementes foram identificadas até o nível de detalhamento possível (de preferência espécie),
através de consulta à literatura e do auxílio de especialista, o pesquisador Geraldo Antônio Daher
Corrêa Franco (Divisão de Dasonomia - Instituto Florestal, SP). Este pesquisador também
colaborou com as informações acerca da forma de vida e da síndrome de dispersão de cada
espécie.
Para calcular a densidade de sementes de Archontophoenix cf. cunninghamiana no banco de
sementes do solo, em cada ponto de coleta foi delimitado um quadrado de 20,0 x 20,0 x 5,0 cm
(0,002 m3) no solo, onde foi coletada a amostra de solo, com auxílio de um molde coletor metálico
com essas dimensões. Foram realizadas quatro coletas, em intervalos de quatro meses. Cada
coleta de solo era feita exatamente no mesmo ponto de coleta anterior, a fim de retirar o material
acumulado desde a última coleta.
Quatro meses antes da primeira coleta de amostra de solo, foi feita a prévia retirada de solo nos
mesmos pontos de coleta posteriores. O objetivo foi extrair o estoque de sementes de solo
formado até aquele momento e permitir que a primeira coleta amostrasse o estoque acumulado
em quatro meses.
Figura 6. Coletor de sementes da chuva de sementes utilizado neste estudo.
1 m
Área = 0,5 m2
90
As amostras de solo foram manipuladas, a fim de separar as sementes da palmeira exótica
(Archontophoenix cf. cunninghamiana) presentes (figura 7). Essas sementes foram consideradas
baseando-se em sua integridade, ou seja, sementes potencialmente viáveis por não apresentarem
marcas de predação ou ataque de patógenos.
A fim de tornar os dados de banco e de chuva de sementes comparáveis entre si, foram
considerados também os resultados convertidos em sementes/m2.
Também foram identificados, contados e medidos os indivíduos adultos da palmeira
Archontophoenix cf. cunninghamiana na vizinhança dos pontos de coleta. Para isso se utilizaram
parcelas de 6,0 x 6,0 m demarcadas ao redor de cada um dos 50 pontos de coleta. Foram
anotados os indivíduos adultos da palmeira com diâmetro à altura do peito (DAP) igual ou superior
a 25 cm, medida esta selecionada por ser a mais adequada para mapear os indivíduos
efetivamente reprodutivos segundo Dislich (2002).
Durante o mês agosto de 2004, foram contados e medidos (DAP) todos os indivíduos da palmeira
Archontophoenix cf. cunninghamiana presentes em todo o fragmento florestal (incluindo as duas
grandes parcelas, mas não se limitando a elas), com diâmetro à altura do peito (DAP) igual ou
maior que 25 centímetros.
Figura 7. Aspecto da semente de Archontophoenix cf. cunninghamiana
91
Análise dos dados
A riqueza de espécies das sementes da chuva de sementes foi quantificada, assim como a
abundância das sementes de diferentes espécies amostradas. A riqueza de espécies da chuva de
sementes foi comparada entre diferentes faixas de distâncias da borda, por meio do índice de
similaridade de Sørensen.
A abundância de sementes da chuva de sementes foi comparada nas diferentes faixas de
distância da borda por meio de análise de suas variâncias, pelo teste de Kruskal-Wallis (Zar 1984),
realizada por meio do programa Statistica 6.0 (StatSoft 2001). O mesmo foi feito considerando
apenas as sementes da Archontophoenix cf. cunninghamiana.
As sementes da palmeira Archontophoenix cf. cunninghamiana presentes no banco de sementes
do solo foram quantificadas quanto à sua abundância total e em relação às diferentes distâncias
em relação à borda. A abundância de sementes de Archontophoenix cf. cunninghamiana na chuva
e no banco de sementes foi comparada nas diferentes faixas de distância da borda por meio de
análise de suas variâncias, pelo teste de Kruskal-Wallis (Zar 1984), realizada por meio do
programa Statistica 6.0 (StatSoft 2001).
A quantidade de adultos da palmeira Archontophoenix cf. cunninghamiana próximos aos pontos de
coleta da chuva e banco de sementes e a quantidade de sementes dessa espécie na chuva e no
banco de sementes tiveram suas distribuições nos pontos de coleta representadas por diagramas
de dispersão de bolhas.
Resultados
Primeiramente, serão apresentados os resultados de todas as espécies encontradas na chuva de
sementes. Depois, serão apresentados os dados sobre a palmeira Archonthophoenix cf.
cunninghamiana, referentes tanto à chuva de sementes quanto ao banco de sementes, além dos
dados complementares de indivíduos adultos.
92
Chuva de sementes - geral
Durante as doze coletas mensais, foram encontradas 28.522 sementes de 57 espécies,
distribuídas em 22 famílias (tabela 2). Malpighiaceae foi a família com o maior número de espécies
(Pauchard et al. 2004), seguida de Myrtaceae e Lauraceae (5 espécies cada).
As famílias que apresentaram as maiores abundâncias relativas de sementes foram
Malpighiaceae (35,9%), Asteraceae (22,9%), Rutaceae (16,4%) e Myrtaceae (11,2%).
Uma espécie não identificada de Astereraceae (6499 sementes; 22,8%), Serjania sp. 1 (6221
sementes; 21,8%), e uma espécie não identificada de Rutaceae (4602 sementes; 16,1%)
apresentam as maiores abundâncias absolutas de sementes (tabela 2).
A soma das sementes de espécies arbóreas caracterizaram uma abundância maior (44,1%) do
que a soma de todas as lianas (33,5%). As cinco espécies arbóreas identificadas até gênero mais
abundantes foram: Machaerium nyctitans (1,7%), Cordia ecalyculata (1,6%), Cecropia glaziouii
(1,4%), Piptadenia gonoacantha (1,4%). Protium heptaphyllum, Croton floribundus e Otonia sp.
ainda apresentaram valores de abundâncias próximos aos cinco mais abundantes (0,7%, 0,7% e
0,6% respectivamente). As outras espécies arbóreas apresentaram abundâncias relativas abaixo
de 0,2% (tabela 2).
Tabela 2: Espécies com sementes coletadas no período de outubro de 2003 a setembro de 2004, classificadas em ordem decrescente de abundância relativa.
Espécie Família Hábito de vida
Síndrome de dispersão
Total de sementes
Abundância relativa
Asteraceae 1 Asteraceae arbórea anemocoria 6499 0.228
Serjania sp 1 Malpighiaceae liana anemocoria 6221 0.218
Rutaceae 1 Rutaceae zoocoria 4602 0.161
Serjania sp 2 Malpighiaceae liana anemocoria 3287 0.115
Psidium sp 1 Myrtaceae arbórea zoocoria 3099 0.109
Psychotria sp Rubiaceae arbusto zoocoria 747 0.026
Machaerium nyctitans Fabaceae arbórea anemocoria 497 0.017
Cordia ecalyculata Boraginaceae arbórea zoocoria 470 0.016
Cecropia glaziouii Cecropiaceae arbórea zoocoria 412 0.014
Mascagnia sp 3 Malpighiaceae arbusto anemocoria 393 0.014
Piptadenia gonoachanta Mimosaceae arbórea anemocoria 387 0.014
Protium heptaphyllum Burseraceae arbórea zoocoria 217 0.008
Croton floribundus Euphorbiaceae arbórea zoocoria 211 0.007
93
Espécie Família Hábito de vida
Síndrome de dispersão
Total de sementes
Abundância relativa
Amaranthaceae 2 Amaranthaceae anemocoria 174 0.006
Ottonia sp Piperaceae arbórea zoocoria 174 0.006
Mascagnia sp 2 Malpighiaceae arbusto anemocoria 162 0.006
Mascagnia sp 1 Malpighiaceae arbusto anemocoria 146 0.005
Guettarda viburnoides Rubiaceae arbórea zoocoria 77 0.003
Archontophoenix cunninghamiana Arecaceae arbórea zoocoria 57 0.002
Cedrela fissilis Meliaceae arbórea anemocoria 54 0.002
Zanthoxylum rhoifolium Rutaceae arbórea zoocoria 48 0.002
Psidium sp 2 Myrtaceae arbórea zoocoria 45 0.002
Paulinia sp Sapindaceae arbórea zoocoria 42 0.001
Eugenia sp 2 Myrtaceae arbórea zoocoria 38 0.001
Psychotria suterella Rubiaceae arbusto zoocoria 35 0.001
Serjania sp 3 Malpighiaceae liana anemocoria 34 0.001
Lauraceae 1 Lauraceae zoocoria 33 0.001
Maytenus sp Celastraceae arbórea zoocoria 28 0.001
Dalbergia sp Fabaceae arbórea zoocoria 27 0.001
Cecropia pachystachia Cecropiaceae arbórea zoocoria 26 0.001
Stifftia crysantha Asteraceae arbórea anemocoria 22 0.001
Sebastiania sp Euphorbiaceae arbórea zoocoria 19 0.001
Amaranthaceae 1 Amaranthaceae anemocoria 18 0.001
Gomidesia sp Myrtaceae arbórea zoocoria 18 0.001
Zanthoxylum sp 1 Rutaceae arbórea zoocoria 18 0.001
Ocotea sp 2 Lauraceae arbórea zoocoria 17 0.001
Ocotea sp 1 Lauraceae arbórea zoocoria 14 <0.001
Solanum pseudoquina Solanaceae arbórea zoocoria 14 <0.001
Zanthoxylum sp 2 Rutaceae arbórea zoocoria 13 <0.001
Tipuana tipu Fabaceae arbórea anemocoria 12 <0.001
Cytharexyllum myrianthum Verbenaceae arbórea zoocoria 10 <0.001
Bignoniaceae 1 Bignoniaceae anemocoria 9 <0.001
Lauraceae 1 Lauraceae arbórea zoocoria 5 <0.001
Rapanea ferruginea Myrsinaceae arbórea zoocoria 5 <0.001
Mendosa sp Acantaceae zoocoria 4 <0.001
Syagrus romanzoffiana Arecaceae arbórea zoocoria 3 <0.001
Euphorbiaceae 1 Euphorbiaceae zoocoria 2 <0.001
Cupania sp Sapindaceae arbórea zoocoria 2 <0.001
Cabralea canjerana Meliaceae arbórea zoocoria 2 <0.001
Eugenia sp 1 Myrtaceae arbórea zoocoria 2 <0.001
Anchieta sallutaris Violaceae liana anemocoria 2 <0.001
Seis espécies não identificadas 69
Riqueza de espécies = 57 Total de sementes 28522
94
Quanto à síndrome de dispersão, as sementes anemocóricas apresentaram a maior proporção
das sementes coletadas (62,7%). As sementes das espécies classificadas como zoocóricas
contribuíram com 37,3%, sendo que a espécie Archontophoenix. cf. cunninghamiana representou
apenas 0,54% de todas as sementes zoocóricas. Embora menor em número de sementes, a
síndrome por zoocoria representou um maior número de espécies (71,9% de espécies zoocóricas
e 28,1% de espécies anemocóricas. As espécies arbóreas zoocóricas identificadas e mais
abundantes estão listadas na tabela 3.
Tabela 3. Espécies arbóreas zoocóricas mais abundantes na chuva de sementes, classificadas em ordem decrescente de número de sementes total na chuva de sementes.
Espécie Número de sementes na chuva de sementes
Psidium sp 1 3099 Cordia ecalyculata 470 Cecropia glaziouii 412 Protium heptaphyllum 217 Croton floribundus 211 Otonia sp 174 Guettarda viburnoides 77 Archontophoenix cunninghamiana 57 Cedrela fissilis 54 Zanthoxylum rhoifolium 48 Psidium sp 2 45
Variação temporal
Os dados de precipitação e de temperatura relativos ao período de coletas deste trabalho estão
representados na figura 8. O período com os maiores valores de precipitação foi de janeiro a abril
de 2004; as maiores temperaturas foram as do período entre dezembro e abril de 2004.
95
O mês que apresentou o maior número total de sementes coletadas foi fevereiro de 2004 (com
6923 sementes), seguido de outubro de 2003 (4835) e setembro de 2004 (4774) (figura 9).
Figura 8. Temperatura média mensal (em °C; linha azul) e precipitação média mensal (em mm, barras vermelhas). Dados IAG/USP e DAEE.
0
50
100
150
200
250
10/2003 11/2003 12/2003 01/2004 02/2004 03/2004 04/2004 05/2004 06/2004 07/2004 08/2004 09/2004
Meses de coleta
pre
cip
itaç
ão m
ensa
l (m
m)
0
5
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15
20
25
Tem
per
atu
ra (
°C)
Figura 9. Número de sementes de todas as espécies coletadas na chuva de sementes, nas coletas mensais de outubro de 2003 a setembro de 2004.
Meses de coleta
Núm
ero
de s
emen
tes
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1000
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96
A figura 10 ilustra a chuva de sementes das onze espécies arbóreas zoocóricas identificadas, ao
longo dos meses de coleta de dados.
0
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Meses de coleta
Nú
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e se
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Otonia sp
Croton floribundus
Protium heptaphilum
Cecropia glazioui
Cordia ecalyculata
0
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400
600
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Meses de coleta
Nú
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Meses de coleta
Nú
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o d
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men
tes
Psidium sp 2
Zantoxylum rhoifolium
Cedrela fissilis
Archontophoenixcunninghamianna
Guettarda viburnoides
A
B
C
Figura 10. Abundância de sementes de espécies arbóreas zoocóricas identificadas, coletadas na chuva de sementes. A: espécie mais abundante Psidium sp; B: 5 espécies mais abundantes (segunda à sexta espécia), exceto Psidium sp.; C: Sétima à décima primeira espécie mais abundante.
97
O alto valor em fevereiro de 2004 se deveu principalmente a apenas três espécies: Rutaceae 1,
que contribuiu com 45,7% das sementes desta coleta, Serjania sp. 1, com 25,5% e Psidium sp. 1,
com 18,7%; as três espécies somam 90% de todas as sementes coletadas nesse mês. Já em
outubro de 2003, 90% das sementes coletadas foram de Serjania sp 1 (54,6%) e Asteraceae 1
(34,4%), de modo semelhante ao que ocorreu em setembro de 2004, cujo pico de sementes se
deveu a essas mesmas espécies (43,7% e 42,3%, respectivamente).
Comparação espacial
Comparando-se os dois lados da Reserva (lados A e B, figura 5), observou-se que o total de
sementes da chuva de sementes encontrado em cada lado apresentou proporções semelhantes,
sendo que no lado A foram encontradas 13728 sementes (48,13%) e no lado B, 14794 sementes
(51,87%). No entanto, esses valores se revelaram significativamente diferentes pelo teste de
Kruskal-Wallis (H = 5,7055; p < 0,05).
Considerando o número de sementes em relação às diferentes faixas de distância da borda, o
teste estatístico não resultou em diferença significativa para a abundância de sementes do lado
A da Reserva (H = 5,227331; p > 0,05), nem para a abundância de sementes do lado B
(H = 3,306115; p > 0,05). Apesar desses resultados, a figura 11 mostra que houve uma
Figura 11. Abundância de sementes coletadas na chuva de sementes no lado A (barras verdes) e no lado B (barras amarelas) da Reserva Florestal da CUASO.
0
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1000
1500
2000
2500
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3500
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Distância da borda (m)
Núm
ero
de
sem
ente
s
98
tendência ao aumento do número total de sementes à medida que aumentava a distância da
borda no lado B. Já no lado A, não houve tendência clara no aumento ou declínio no número
de sementes em relação à distância da borda (figura 11).
Ainda em relação às diferentes faixas de distância da borda, mas considerando a similaridade
da composição de espécies das sementes amostradas, os resultados indicaram um gradiente
de similaridade entre as faixas (tabela 4). As faixas mais próximas entre si apresentaram índice
de similaridade maior do que entre faixas mais distantes, quando são consideradas as faixas
do mesmo lado da Reserva.
Tabela 4: Índices de similaridade de Sørensen entre diferentes faixas de distância da borda, para as sementes da chuva de sementes. A10 A20 A30 A40 A50 A10 0,8124 0,5455 0,6002 0,5311 A20 0,6700 0,6521 0,5882 A30 0,6631 0,2233 A40 0,7141 A50 B10 B20 B30 B40 B50 B10 0,6954 0,5208 0,4906 0,5108 B20 0,5361 0,5700 0,5636 B30 0,0128 0,5041 B40 0,7509 B50 B10 B20 B30 B40 B50 A10 0,2140 A20 0,2796 A30 0,2596 A40 0,4628 A50 0,3505
99
Sementes da espécie Archontophoenix cf. cunninghamiana na chuva e no banco de
sementes
Na chuva de sementes, na soma das doze coletas ao longo de um ano, foram observadas 57
sementes de Archontophoenix cf. cunninghamiana (0,19% do total de sementes de todas as
espécies) (tabela 5). Considerando que a área total amostrada pelos coletores foi de 25 m2, a
densidade média de sementes de Archontophoenix cf. cunninghamiana foi de 2,28 sementes/m2,
no período produtivo (período mais chuvoso). Não houve diferença significativa do número de
sementes de Archontophoenix cf. cunninghamiana em relação às diferentes faixas de distância, no
lado A (Kruskal-Wallis: H = 3,0710; p > 0,05), mas houve diferença significativa no lado B da
Reserva Florestal da CUASO (Kruskal-Wallis: H = 11,05704; p < 0,05). Entretanto, o teste a
posteriori Dunnett C (Zar 1984), efetuado por meio do programa SPSS (SPSS Inc. 1997) não pôde
identificar entre quais faixas de distância havia diferença significativa. A distribuição das sementes
na chuva de sementes de Archontophoenix cf. cunninghamiana ao longo das faixas de distância
está representada na figura 12.
O mês de maior abundância absoluta de Archontophoenix cf. cunninghamiana foi fevereiro de
2004 (21 sementes), enquanto que março de 2004 foi o mês com a maior abundância relativa
(1,07%). A baixa abundância relativa de sementes de Archontophoenix cf. cunninghamiana na
chuva de sementes permaneceu em praticamente todo o período de coleta, com exceção do mês
de março (1,07%). O mês com maior abundância absoluta foi fevereiro, quando foram coletadas
0
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10 20 30 40 50
Distância da borda
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Distância da borda
Núm
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sem
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Figura 12. Número de sementes de Archontophoenix cf. cunninghamiana na chuva de sementes, ao longo de diferentes faixas de distância em relação à borda da mata.
Distância da borda (m) Distância da borda (m)
Lado A Lado B
100
21 sementes (tabela 5 e figura 10). Nos meses de maio a setembro, nenhuma semente de
Archontophoenix cf. cunninghamiana foi encontrada nos coletores. Nesses meses, a abundância
de todas as outras espécies também foi menor.
Tabela 5: Quantidade de sementes de Archontophoenix cf. cunninghamiana na chuva de sementes
Meses de coleta
Número de sementes na chuva de sementes
Número de sementes/m2 na chuva de sementes
Abundância relativa na chuva de sementes
10/2003 1 0,04 0.0002 11/2003 11 0,44 0.0033 12/2003 1 0,04 0.0005 01/2004 9 0,36 0.0026 02/2004 21 0,84 0.0030 03/2004 10 0,40 0.0107 04/2004 4 0,16 0.0054 05/2004 0 0 0.0000 06/2004 0 0 0.0000 07/2004 0 0 0.0000 08/2004 0 0 0.0000 09/2004 0 0 0.0000 Total 57 2,28 0.0020
No banco de sementes, no total de quatro coletas ao longo de um ano, foram encontradas 33
sementes de Archontophoenix cf. cunninghamiana nas amostras de solo (tabela 6). Considerando
que a área total amostrada pelos coletores foi de 2 m2, o total de sementes acumulado foi de
16,50 sementes/m2. Não houve diferença significativa do número de sementes de
Archontophoenix cf. cunninghamiana em relação às diferentes faixas de distância, nem no lado A
(Kruskal-Wallis: H = 0,4961; p > 0,05), nem no lado B da Reserva Florestal da CUASO. A
distribuição das sementes no banco de sementes de Archontophoenix cf. cunninghamiana ao
longo das faixas de distância está representada na figura 13.
Tabela 6: Quantidade de sementes de Archontophoenix cf. cunninghamiana nas amostras de solo
Meses de coleta
Número de sementes no banco de sementes
Número de sementes/m2 no banco de sementes
10/2003 7 3,5
02/2004 19 9,5
06/2004 7 3,5
10/2004 0 0
Total 33 16,5
101
A coleta do banco de sementes com maior número de sementes de Archontophoenix cf.
cunninghamiana foi a realizada em fevereiro de 2004. Na última coleta, realizada em outubro de
2004, não foi constatada a presença de sementes dessa espécie.
Para comparar o número de sementes de Archontophoenix cf. cunninghamiana entre a chuva de
sementes e o banco de sementes, foi feita uma comparação espacial simples, através do número
de sementes encontrado em cada ponto de coleta, somadas as coletas de um ano (figura 14).
Observa-se que não parecer haver semelhança entre a distribuição espacial das sementes desses
dois tipos diferentes de estratégias de regeneração na mata da Reserva Florestal da CUASO.
Os intervalos de coleta coincidentes, ou seja, nos quais o acúmulo de sementes no solo coletado
coincidiu com os meses de coleta da chuva de sementes estão listados na tabela 7.
Tabela 7: Quantidade de sementes de Archontophoenix cf. cunninghamiana na chuva e no banco de sementes
Período de coleta coincidente
Número de sementes/m2 na chuva de sementes
Número de sementes/m2 no banco de sementes
I – referente ao acúmulo dos meses de novembro/2003 a fevereiro/2004 84 475
II – referente ao acúmulo dos meses de março a junho/2004 28 175
Total 112 650 Média 2,24 13 Desvio padrão 5,53 27,31
0
2
4
6
8
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10 20 30 40 50
Distância da borda (m)
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10 20 30 40 50
Distância da borda (m)
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Figura 13. Número de sementes de Archontophoenix cf. cunninghamiana no banco de sementes, ao longo de diferentes faixas de distância em relação à borda da mata.
Lado A Lado B
102
Chuva: Lado B
0 10 20 30 40 50 60
Distância da borda
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4
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a
0 10 20 30 40 50 60
Distância da borda
1
2
3
4
5
Linh
a
Chuva: Lado A
0 10 20 30 40 50 60
Distância da borda
0
1
2
3
4
5
6
Linh
a
Banco: Lado A
0 10 20 30 40 50 60
Distância da borda
0
1
2
3
4
5
6
Linh
a
Banco: Lado B
Indivíduos adultos: Lado A Indivíduos adultos: Lado B
0 10 20 30 40 50 60
Distância da borda
0
1
2
3
4
5
6
Linh
a
0 10 20 30 40 50 60
Distancia
0
1
2
3
4
5
6
Linh
a
Figura 14. Distribuição espacial nos 50 pontos de coleta de sementes de Archontophoenix cf. cunninghaminana na chuva de sementes (A), de sementes de Archontophoenix cf. cunninghaminana no banco de sementes (B) e dos indivíduos adultos de Archontophoenix cf. cunninghaminana próximos aos pontos de coleta. A disposição dos pontos se refere à esquematizada pela figura 5.
103
Indivíduos adultos de Archontophoenix cf. cunninghamiana
Na análise da densidade de palmeiras adultas próximas aos pontos de coleta, nas 50 parcelas de
6,0 X 6,0 m, foram encontrados 9 indivíduos com DAP maior ou igual a 25 centímetros. Apenas
uma das parcelas apresentou dois indivíduos, as demais tiveram apenas um (7 parcelas) ou
nenhum (42 parcelas) indivíduo próximo (figura 14).
Discussão
No presente trabalho realizado na mata da Reserva Florestal da CUASO, foi encontrada uma
riqueza de espécies (57 espécies, sendo 35 espécies de arbóreas) maior do que a encontrada por
um estudo anterior sobre chuva de sementes, realizado por Gorresio-Roizman (1993). Essa autora
amostrou uma área menor da Reserva, ou seja uma parcela de 50 por 50m, onde coletou dados
de 35 pontos inseridos nesta parcela. Observou 18 espécies, das quais apenas 5 coincidem com o
presente trabalho (Archontophoenix cunninghamiana, Cordia ecalyculata, Croton floribundus,
Guettarda viburnoides, Solanum pseudoquina). Uma possível explicação para essa diferença seria
a heterogeneidade espacial e temporal da chuva de sementes de diferentes espécies, que em
geral não é refletida em estudos pontuais. A maior riqueza de espécies do presente trabalho pode
ser resultado da maior aérea de coleta de dados. Nessa comparação, deve-se considerar as
variáveis ecológicas envolvidas, como as diferenças fenológicas entre períodos de amostragem
diferentes e da própria modificação da composição florística da comunidade após um intervalo de
mais de dez anos.
A riqueza de espécies arbóreas na chuva de sementes no presente trabalho pouco se assemelha
à riqueza de indivíduos adultos encontrada por Dislich (2002), na mata da Reserva Florestal da
CUASO. No presente estudo foram observadas sementes de 35 espécies arbóreas e no estudo de
Dislich (2002) foram observadas 91 espécies de espécies arbóreas (DAP >25cm). Destas 91
espécies, 12 apresentaram sementes na chuva de sementes amostrado pelo presente trabalho.
Ele observou que as espécies mais abundantes foram Alchornea sidifolia, Piptadenia
gonoachanta, Croton floribundus, Cordia ecalyculata, Eucalyptus sp., Cecropia glaziouii e
Archontophoenix cf. cunninghamiana. Cinco destas espécies tiveram suas sementes amostradas
pelo presente trabalho (Piptadenia gonoachanta, Croton floribundus, Cordia ecalyculata, Cecropia
104
glaziouii e Archontophoenix cf. cunninghamiana) e a abundância das sementes de algumas
dessas espécies também foram as maiores encontradas. Essas comparações podem indicar que
muitas espécies arbóreas não estão representadas na chuva de sementes da comunidade, o que
pode ser motivo de alerta em termos de conservação da flora nativa neste fragmento. A presença
dos indivíduos adultos na comunidade não é certeza de manutenção das espécies na
comunidade, pois é preciso ocorrer a reprodução/recrutamento de modo a viabilizar a presença
das populações. Portanto, a fase de dispersão de sementes é fundamental nessa manutenção. Se
grande parte das espécies nativas não apresenta sementes na chuva de sementes, pode ser o
sinal de baixa capacidade de regeneração desta comunidade. No entanto, é preciso considerar a
sazonalidade das espécies e o fato de que as coletas representam amostras pontuais.
A abundância das sementes da chuva de sementes da comunidade ao longo das coletas mensais
parece indicar um padrão de sazonalidade, uma vez que as maiores abundâncias foram
observadas em meses do período mais chuvoso (de outubro de 2003 a fevereiro de 2004).
Entretanto, para esse padrão ser confirmado, seriam necessários vários anos seguidos de
observação. O pico de abundância total de sementes em fevereiro de 2004 coincidiu com o
período de maior precipitação e temperatura. Analisando-se apenas as espécies as arbóreas
zoocóricas abundantes, o número máximo de sementes coletadas de algumas destas espécies
também coincidiram com o pico de precipitação de fevereiro, como Psidium sp, Cordia ecalyculata,
Protium heptaphylum e Croton floribundus. Assim como neste trabalho, Gorresio-Roizman (1993)
também observou um maior número de sementes na chuva de sementes no período mais
chuvoso, reforçando a idéia de sazonalidade dos padrões fenológicos da comunidade. Isso
coincide também com o observado por Grombone-Guaratini & Rodrigues (2002) em uma floresta
semidecidual (SP), mas difere do encontrado por Grombone-Guaratini et al. (2004), em uma
floresta de galeria em Mogi Guaçú (SP), pois neste último estudo, ocorreu o aumento da
densidade de sementes de espécies arbóreas pioneiras no banco de sementes na época seca.
A presença da espécie Archontophoenix cunninghamiana no banco de sementes da mata da
Reserva Florestal da CUASO é descrita pela primeira vez no presente trabalho. A dinâmica do
banco de sementes na mata da Reserva Florestal da CUASO foi analisada por Gorresio-Roizman
(1993), em uma única coleta (em janeiro de 1989), na qual observou a germinação de sementes
105
de 12 famílias, 16 gêneros e 19 espécies. Trema micrantha, Cecropia cinerea e Solanum
erianthum foram as espécies mais abundantes. Constatou-se a predominância de espécies
arbóreas pioneiras no solo e um decréscimo no número de espécies e indivíduos de acordo com a
profundidade. A espécie Archontophoenix cunninghamiana estava ausente nos resultados do
referido trabalho. Uma vez que o banco de sementes geralmente é temporal e espacialmente
dinâmico (Cabin & Marshall 2000), a ausência dessa espécie no banco de sementes do referido
estudo não significa necessariamente que ela estaria ausente na mata, mas talvez apenas
ausente no período e nas áreas amostradas. Tal hipótese é reforçada pela significativa presença
das sementes desta espécie nos resultados do presente trabalho.
Da mesma forma que na chuva de sementes total da comunidade, a abundância das sementes da
palmeira Archontophoenix cf. cunninghamiana atingiu o máximo em fevereiro, tanto da chuva
quanto no banco de sementes, sendo um indicativo de sazonalidade para essa espécie. Essa
hipótese de sazonalidade é reforçada pela ausência de sementes dessa espécie no período mais
seco, nos meses de maio e setembro de 2004, na chuva de sementes, e no mês de outubro, no
banco de sementes. Esse resultado confere com o período de frutificação observado por Figliolia
& Piña-Rodrigues (1995), ou seja, em fevereiro e março. A época de floração e duração de florada
de Archontophoenix cunninghamiana no campus da CUASO, nas áreas externas à Reserva foram
observadas como sendo de fevereiro a junho por Pirani & Cortopassi-Laurino (1994), contrastando
com Mendonça (2004), que descreve o período de floração e frutificação desta espécie como
sendo durante todo o ano, o que também difere do indicado no presente trabalho. Provavelmente,
esse último resultado foi encontrado porque Mendonça (2004) observou indivíduos adultos de
Archontophoenix cf. cunninghamiana nas áreas ajardinadas do campus e externas à Reserva,
que apresentam condições bióticas e abióticas muito distintas das condições no interior do
fragmento. Durante o período de execução do presente trabalho, foi observado (informalmente)
que a floração – e conseqüente frutificação – dessa espécie exótica é bem superior em condições
de maior insolação (nas áreas ajardinadas do campus) do que no interior da mata.
Quanto à variação espacial da abundância de sementes da chuva de sementes e do banco de
sementes, algumas considerações podem ser feitas. Os dois lados da Reserva Florestal da
CUASO apresentaram resultados semelhantes no número de sementes coletadas, mas foram
106
observadas diferenças quanto à composição de espécies na chuva de sementes. Pode-se inferir
que tanto o grau de perturbação e o entorno diferenciados em cada lado podem ser fatores que
contribuem para esse resultado. O lado A, por exemplo, está próximo de uma área bastante
arborizada (o Clube de Professores da USP), enquanto o lado B possui como entorno prédios e
áreas ajardinadas. Outra diferença está no fato de que o lado A possui acesso mais fácil e é
muitomais freqüentado por alunos e professores da universidade, o que aumenta o pisoteamento
e outros impactos antrópicos.
Em relação às diferentes faixas de distância em relação à borda, em geral as faixas
imediatamente próximas entre si obtiveram maiores índices de similaridade de riqueza de
espécies da chuva de sementes do que entre faixas mais distantes. Isso pode ser indicativo de
que a chuva de sementes apresenta um gradiente de espécies. Em um estudo sobre a florística e
estrutura da borda da mata da Reserva Florestal da CUASO, Teixeira (1998) utilizou metodologia
distinta do presente trabalho, pois considerou faixas de três metros de largura e a uma distância
máxima de 21 metros em direção ao interior. Apesar dessa diferença metodológica, é possível
fazer algumas comparações. Embora Teixeira (1998) tenha observado um gradiente de
similaridade da composição de espécies a partir da borda até o interior da mata, ela concluiu que a
composição florística da borda não é diferente da faixa mais interior da mata. Conferiu esse
resultado ao fato de grande parte das espécies observadas fazerem parte de todas as faixas de
distância da borda. Mesmo assim, em uma análise mais refinada, apontou para a presença de
distintos habitats na mata, conforme a distância da borda. Ou seja, indicou a presença de um
habitat de borda que apresentava várias espécies típicas deste habitat, assim como um habitat de
interior, com espécies típicas de interior. Também ressaltou a presença de um mosaico da habitats
na mata, devido à presença de clareiras, por exemplo. Esse mosaico confere com o descrito por
Rossi (1987) e Dislich (2002). Esses trabalhos se referem à composição florística dos adultos
presentes na mata da Reserva Florestal da CUASO. É importante ressaltar que essa composição,
sua heterogeneidade espacial e os padrões fenológicos de cada população presente interferem na
composição da chuva e do banco de sementes da comunidade. No caso da mata da Reserva
Florestal da CUASO, é difícil estabelecer qual é o efetivo papel dos efeitos de borda que
interferem na dinâmica da comunidade. Isso porque as outras variáveis envolvidas – entre elas, o
107
tamanho reduzido do fragmento, a idade das diferentes regiões da mata, a topografia - se
confundem com esses efeitos. O tamanho reduzido confere menor área de interior, aliado ao
formato estreito do fragmento. As regiões de borda do fragmento coincidem com as áreas mais
recentes de mata. A topografia do fragmento confere um gradiente de declividade a partir da borda
em relação ao interior, sendo que o interior é um fundo de vale. Portanto, todos esses fatores
colaboram para uma heterogeneidade florística das diferentes faixas de distância da borda; mas a
baixa diversidade de espécies não colabora para essa heterogeneidade.
Embora esse trabalho tenha usado uma metodologia diferente de Dislich (2002) para coletar os
dados, pode-se fazer algumas comparações entre as espécies arbóreas coincidentes e as
diferentes distâncias da borda da mata. Quando o autor considerou DAP menor (9,5 cm), a
população de Archontophoenix cf. cunninghamiana foi a mais abundante entre todas as espécies
da mata, em uma área que coincide com o lado A considerado neste trabalho. Entretanto, quando
o DAP considerado foi maior (DAP > 25cm), algumas das espécies mais abundantes em relação
aos indivíduos adultos no estudo de Dislich (2002) coincidem com as do presente trabalho: Cordia
ecalyculata, Piptadenia gonoacantha e Croton floribundus, não estando a Archontophoenix cf.
cunninghamiana entre elas. Neste mesmo local coincidente, o autor observou indivíduos adultos
de Archontophoenix cf. cunninghamiana agregados ao longo do riacho, que é um local sujeito a
alagamento nas épocas de maior precipitação. Por isso, a densidade relativa de indivíduos de
Archontophoenix cf. cunninghamiana (DAP > 9,5cm) desde a borda até o interior apresentou
pequena tendência à diminuição, sendo que na faixa a 100m da borda, houve uma densidade
elevada (Dislich 2002). Isso porque essa faixa coincide com o riacho, área bastante úmida e que
fica logo após um acentuado declive. Isso é, onde alguns indivíduos adultos se encontram
agregados. Na chuva de sementes de Archontophoenix cf. cunninghamiana, no lado A da
Reserva, houve um número maior de sementes na faixa mais distante da borda (50 metros), o que
pode estar relacionado com esse maior número de adultos reprodutivos agregados no interior,
próximos ao riacho.
A comparação entre a chuva e o banco de sementes não foi completa no presente trabalho. Um
dos fatores que colaborou para isso foi a ausência de sementes de Archontophoenix cf.
cunninghamiana em um número grande de coletores durante as diversas coletas realizadas.
108
Apesar disso, foi possível comparar a densidade das sementes nos períodos de coleta
coincidentes. A abundância relativa de sementes de Archontophoenix cf. cunninghamiana na
chuva de sementes parece baixa na comunidade. Entretanto, o número de sementes da espécie é
significativo na chuva, ainda mais quando é analisado pela densidade que ele representa.
Considerando que a densidade total de sementes foi de 2,28 sementes por m2, se isso fosse
extrapolado para o todo fragmento, seria obtido um valor de aproximadamente 235000 sementes
na mata. Mesmo sendo uma extrapolação grosseira, que ignora a heterogeneidade do ambiente,
ela é útil para ilustrar que as sementes da espécie invasora estão presentes na comunidade em
número suficiente para manter a população. No caso do banco de sementes, essa densidade é
ainda maior, ou seja, 16,50 sementes por m2 no período reprodutivo. Esse resultado não difere do
que geralmente pode ocorrer, pois em florestas tropicais, há pouca correlação entre a composição
da vegetação estabelecida e o banco de sementes, assim como entre a chuva de sementes e o
banco de sementes (Drake 1998). Em estudo realizado em uma floresta estacional semidecidual
em São Paulo, Grombone-Guaratini (1999) encontrou uma perda de 85,7% de sementes na
passagem da chuva para o banco sementes de espécies nativas, possivelmente explicadas pela
predação às sementes, ao ataque de patógenos e à própria germinação. Garwood (1989) propõe
que espécies nativas de florestas tropicais geralmente utilizam diversas estratégias de
regeneração, entre elas o o banco de sementes; mas essa estratégia seria mais atribuída a
espécies pioneiras. Com isso, os resultados do presente trabalho podem servir de alerta para a
probabilidade desta espécie invasora apresentar uma estratégia de regeneração que pode estar
contribuindo para uma maior competitividade e conseqüentemente maior poder de invasão.
A alta densidade de sementes de Archontophoenix cf. cunninghamiana no banco de sementes
quando comparada à chuva de sementes indica que esta espécie pode formar banco de
sementes, mesmo que temporário. Em seu ambiente nativo, o intervalo de germinação desta
espécie é de 3 meses e ela não forma banco de sementes persistente (PACSOA 2005). No Brasil,
Lorenzi et al. (1996) descrevem o período de geminação como sendo de aproximadamente 2
meses. Entretanto, é necessário cautela para não superestimar o banco de sementes como a
principal estratégia de reprodução de Archontophoenix cf. cunninghamiana, pois para tanto seria
necessária a confirmação através de experimentos que verificassem o tempo de viabilidade das
109
sementes enterradas e o tempo de germinação nos diferentes microhabitats da Reserva Florestal
da CUASO.
Próximos aos coletores da chuva e do banco de sementes foram observados poucos indivíduos
adultos de Archontophoenix cf. cunninghamiana. Mas esse baixo número de adultos próximos aos
coletores contrasta com o elevado número total de indivíduos adultos observado em toda a mata
pelo presente trabalho, que é 2,4 vezes maior do que o descrito pelo trabalho de Dislich (2002). A
alta densidade da população dessa espécie também foi observada por Dislich (2002), além das
altas taxas de crescimento populacional (19,4% ao ano) e de recrutamento (19,7% ao ano). O
baixo número de indivíduos adultos próximos aos coletores pode ser um efeito da amostragem,
aliado ao padrão de distribuição agregado dos indivíduos adultos dessa espécie (descrito por
Dislich 2002).
As sementes de Archontophoenix cf. cunninghamiana poderiam ser levadas para maiores
distâncias a partir da planta parental através da dispersão biótica primária - por exemplo através
de aves que a utilizassem como alimento – ou por eventos pós dispersão, como a ação de animais
rasteiros, como formigas ou pequenos mamíferos. Entretanto, essa pode não ser a realidade da
mata da Reserva Florestal da CUASO, pois pequenos mamíferos provavelmente são escassos no
local. Os fatores de dispersão mais prováveis neste caso seriam os abióticos, por exemplo pela
simples queda ou quando as sementes se deslocam em função da própria declividade do terreno,
facilitadas ou não pela ação da chuva. Os agentes bióticos em potencial seriam as aves;
entretanto, as aves que utilizariam os frutos como recurso alimentar são típicas de áreas abertas,
tais como Pitangas sulphuratus (bem-te-vi) e Turdus rufiventris (sabiá laranjeira) (Hasui & Höfling
1998). Também não há registros de espécies de aves especialistas, que estariam utilizando os
frutos de Archontophoenix cf. cunninghamiana como principal fonte de recurso (Hasui & Höfling
1998).
A manutenção da população de Archontophoenix cf. cunninghamiana na mata é conseqüência de
seu sucesso como invasora, por conseguir se regenerar constantemente, através de processos
básicos como polinização, germinação, recrutamento e desenvolvimento dos jovens. O sucesso
desta invasão pode ser devido a dois grandes grupos de fatores: o poder de invasão da espécie e
110
a suscetibilidade da comunidade à invasão. Geralmente é difícil distinguir qual desses fatores é
mais decisivo no sucesso da invasão, portanto aceita-se que a combinação dos dois seja o motivo
determinante. No caso estudado, a espécie Archontophoenix cf. cunninghamiana parece
apresentar algumas características dos invasores em potencial, tais como a grande produção de
frutos e rápido crescimento vegetativo. Mas as características da comunidade invadida também
parecem determinar esse sucesso, pois a área é altamente degradada, isolada de outras
comunidades e de tamanho reduzido. Outras populações arbóreas dentro da mata podem estar
com o fluxo de sementes comprometido, tanto pelo pequeno número de adultos reprodutivos (ou a
ausência deles), quanto pelo alto grau de isolamento que impossibilita a chegada de diásporos de
outras comunidades, diminuindo as chances de variabilidade genética. Dislich (2002) alertou que
espécies tardias apresentam populações reduzidas dentro da mata. No caso da palmeira, o
isolamento da mata não parece ser um fator que limite o crescimento de sua população; uma
explicação seria a presença de focos de invasão constantes, por causa dos indivíduos cultivados
como ornamentais nas áreas externas próximas à Reserva.
Por todos esses motivos, Archontophoenix cf. cunninghamiana pode ter sua capacidade de
invasão potencializada pelas características do ambiente invadido e da comunidade ali inserida,
que apresenta diversos fatores que colaboram para diminuir a resistência da comunidade à
invasão. Entre eles, estão: alto grau de isolamento, tamanho reduzido, baixíssimo fluxo de
diásporos entre diferentes regiões, baixa diversidade de espécies, pouca disponibilidade de
agentes dispersores bióticos, alta quantidade de lianas, populações pequenas de espécies tardias,
impactos antrópicos (lixo, pisoteamento etc), entre outros.
Implicações para manejo e conservação
Apesar do tamanho reduzido de do alto grau de isolamento da mata da Reserva Florestal da
CUASO, ela representa um dos poucos fragmentos florestais da cidade de São Paulo. Portanto,
necessita ter sua biodiversidade conservada. Porém, as espécies vegetais nativas e presentes na
mata possuem capacidade de regeneração limitada, ao que se refere à chegada de diásporos de
áreas florestadas mais próximas. Assim, além da conservação dos adultos reprodutivos já
presentes na comunidade, deve-se pensar sobre a introdução deliberada de novos indivíduos
111
como estratégia de conservação. Deste modo, a diversidade genética poderia ser incrementada e
a sobrevivência das populações dessas espécies poderia ser mais garantida. Espécies nativas
que não estão mais representadas na comunidade poderiam ter indivíduos plantados na Reserva
Florestal da CUASO, como forma de enriquecimento. A criação de corredores ou “stepping stones”
que promovessem a dispersão de diásporos nativos entre áreas florestadas mais próximas seria
uma ferramenta importante para minimizar os efeitos da fragmentação e isolamento.
O campus da USP possui grande potencial para o desenvolvimento dessas áreas de ligação, pois
é amplamente arborizado. Entretanto, isso é dificultado pela arbitrariedade e falta de diretrizes na
ornamentação e conservação de áreas verdes do campus. O plantio de espécies exóticas é
freqüente. Os indivíduos adultos nativos plantados provavelmente foram advindos das mesmas
matrizes, o que não colabora para a diversidade genética e fenotípica. A própria distribuição das
áreas verdes não obedece a critérios ecológicos, desperdiçando assim o potencial do campus
como fonte de diásporos nativos.
Um argumento utilizado por defensores da presença de Archontophoenix cf. cunninghamiana
como ornamental no campus é a de que as aves se alimentam de seus frutos e a retirada desta
espécie prejudicaria esses animais. Entretanto, isso não se sustenta pelos dados do presente
trabalho e de trabalhos anteriores. Isso porque na Reserva Florestal da CUASO, as espécies
arbóreas zoocóricas que apresentam a maior abundância na chuva de sementes também são
abundantes como indivíduos adultos (Dislich 2002), tais como Cordia ecalyculata e Croton
floribundus; além de frutificarem em boa parte do ano, como Cecropia glaziouii e C. ecalyculata
(Ferraz 1999). Os resultados do presente trabalham também indicam que, apesar da maior
concentração de sementes de espécies arbóreas zoocóricas na chuva de sementes no período
mais chuvoso, há espécies que apresentem sementes também no período mais seco (como
Zabthoxylum rhoifolium e Guettarda viburnoides). Estas são espécies zoocóricas, cujos furos e
sementes são fontes de recurso para as aves que visitam a mata. Portanto, os frutos de
Archontophoenix cf. cunninghamiana provavelmente não são o principal recurso alimentar para as
aves, como se costuma inferir. Por isso, a substituição planejada e gradual dos indivíduos de
Archontophoenix cf. cunninghamiana por outros indivíduos de uma espécie nativa de nicho
semelhante (por exemplo, um palmeira nativa) seria aceitável e não afetaria a fauna
112
negativamente. Outro fator que colabora para essa substituição é que as aves atuais que visitam
tanto a mata quanto os arredores são de espécies generalistas (Hasui & Höfling 1998) e que se
adaptariam à menor densidade dessa palmeira, compensada pela introdução de outras espécies
de frutos zoocóricos.
O deslocamento limitado das aves entre a mata e os arredores tem várias implicações. No caso
das sementes de Archontophoenix cf. cunninghamiana, mesmo com pouca interação entre a mata
e os jardins, a sua dispersão ainda é vantajosa em relação à de espécies nativas, por causa do
elevado número de indivíduos adultos cultivados nas áreas ajardinadas do campus, que servem
de foco para novas introduções. Outro problema é a grande distância de fragmentos mais
próximos, de composição florística semelhante e que poderiam servir de fonte de novos diásporos;
as aves – na ausência de corredores entre as áreas – acabam por limitarem-se ao campus e aos
indivíduos já estabelecidos ou plantados deliberadamente ao longo do tempo.
A população de Archontophoenix cf. cunninghamiana se manterá ou até mesmo continuará
crescendo se não forem tomadas ações no sentido contrário. A substituição dessa palmeira
exótica por espécies nativas dentro da mata da Reserva é uma ação de manejo urgente, que deve
ser programada e executada o quanto antes. Outras ações conjuntas que visem a conservação da
biodiversidade local e o controle da invasão devem ser implementadas. Entre elas estão: a
substituição da palmeira como ornamental no campus (para evitar a fonte de reintroduções na
mata), o controle do excesso de lianas que dificulta a regeneração de arbóreas, o controle das
pressões antrópicas mais impactantes, como o pisoteamento (que prejudica a regeneração das
plântulas), a invasão de animais tais como os cachorros abandonados no campus, a entrada ilegal
de pessoas, o despejo de lixo e entulho na mata e a manutenção do banco de dados da
biodiversidade da mata da Reserva Florestal da CUASO.
Conclusão
A dispersão de sementes da palmeira invasora Archontophoenix cf. cunninghamiana está
ocorrendo na comunidade e os resultados indicam que essa espécie pode estar utilizando o banco
113
de sementes como estratégia de regeneração. Aliados a isso estão a alta densidade de indivíduos
adultos e as altas taxas de crescimento e recrutamento da população invasora. Esse é um cenário
alarmante para a conservação da biodiversidade do fragmento, que já é menor do que a
encontrada em áreas florestadas semelhantes.
Tanto as características da palmeira invasora quanto as do ambiente podem contribuir para a
continuidade da invasão na Reserva, sendo difícil separar a força de cada fator envolvido. Nas
áreas externas à Reserva: a presença de palmeiras desta espécie como ornamental; no interior da
Reserva: as pequenas populações de espécies tardias nativas, a menor diversidade de espécies,
o grau de isolamento da Reserva Florestal da CUASO, seu tamanho reduzido, o fluxo de
diásporos nativos comprometido – tudo pode determinar a menor capacidade de resistência,
regeneração e manutenção da biota nativa.
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